Эколого-гигиеническая оценка способов биоремедиации нефтезагрязненных почв селитебных территорий тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 14.02.01, кандидат биологических наук Водянова, Мария Александровна

• Водянова, Мария Александровна
• кандидат биологических наук
• 2013

Оглавление диссертации кандидат биологических наук Водянова, Мария Александровна

ОГЛАВЛЕНИЕ

стр.

ВВЕДЕНИЕ 4-8

1. ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ 9-27

1.1. Экологическая функциональность городских почв и 9-12 система нормирования химических веществ в почве

1.2. Эколого-гигиеническая характеристика загрязнения почв 13-16 города Москвы от автотранспорта и других источников загрязнения нефтяными углеводородами (НУВ)

1.3. Воздействие НУВ на городскую почву и здоровье 16-18 населения

1.4. Система повышения качества почв в городе Москве и 19-27 использование биотехнологий и биопрепаратов для очистки

почв, загрязненных НУВ

2. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ 28-41

2.1. Объекты исследования 28-31

2.2. Методы исследования 32-41 СОБСТВЕННЫЕ ИССЛЕДОВАНИЯ 42-107

3. ИЗУЧЕНИЕ ЭКОЛОГО-ГИГИЕНИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ 42-49 СЕЛИТЕБНЫХ ТЕРРИТОРИЙ Г. МОСКВА

3.1. Физико-химическая характеристика почв территорий 42-46 детских игровых площадок по результатам мониторинговых исследований

3.2. Санитарная оценка состояния территорий детских игровых 46-49 площадок по результатам мониторинговых исследований

4. ИЗУЧЕНИЕ ВЛИЯНИЯ ПОЧВ, ЗАГРЯЗНЕННЫХ НУВ, В 49-75 МОДЕЛЬНЫХ ЭКСПЕРИМЕНТАХ

4.1. Оценка суммарной мутагенной активности (СМА) 49-55 различных образцов почвы, загрязненных НУВ

4.1.1. Оценка суммарной мутагенной активности (СМА) 50-52 ацетоновых экстрактов модельных образцов почвы, загрязненных

НУВ

4.1.2. Оценка суммарной мутагенной активности (СМА) водных 52-55 экстрактов модельных образцов почвы, загрязненных НУВ

4.2. Оценка потенциальной генотоксичности водных экстрактов 55.53 почв, загрязненных НУВ

4.3. Влияние нефтезагрязненных почв на развитие возбудителей 54.57 инвазионных заболеваний

4.4. Изучение самоочищающей способности нефтезагрязненных 57.75 почв

5. КОМПЛЕКСНАЯ ОЦЕНКА ЭФФЕКТИВНОСТИ 76-102 ИСПОЛЬЗОВАНИЯ БИОДЕГРАДАТОРА ДЛЯ САНИТАРНОЙ ОЧИСТКИ ПОЧВ, ЗАГРЯЗНЕННЫХ НУВ

5.1. Изучение процессов самоочищения почв, загрязненных 76-83 НУВ, под действием биодеструктора

5.2. Оценка эффективности использования биодеструктора для 83-88 почв, загрязненных НУВ

5.3. Оценка потенциальной токсичности почв, загрязненных 88-98 НУВ, под действием биодеструктора по фитотоксичности и в вегетационном опыте

5.3.1. Оценка безопасности применения биодеградатора по 88-91 фитотоксичности

5.3.2. Оценка безопасности применения биодеградатора в 91-98 вегетационном опыте

5.4. Оценка безопасности применения биодеградатора на 98 культуре клеток млекопитающих и гидробионтах

5.5. Оценка потенциальной генотоксичности водных экстрактов 99-107 высших растений, выращенных на почвах, загрязненных НУВ

5.5.1. Оценка потенциальной генотоксичности водных 99-104 экстрактов высших растений, выращенных на почвах, загрязненных НУВ в 1-ом поколении

5.5.2. Оценка потенциальной генотоксичности водных 104-107 экстрактов высших растений, выращенных на почвах, загрязненных НУВ во 2-ом поколении

6. ОБСУЖДЕНИЕ РЕЗУЛЬТАТОВ 108-115

ВЫВОДЫ 115-116

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ 117-133

ПРИЛОЖЕНИЕ 133-157

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Эколого-гигиеническая оценка способов биоремедиации нефтезагрязненных почв селитебных территорий»

ВВЕДЕНИЕ

Актуальность проблемы. Одним из компонентов окружающей среды, постоянно подвергающихся масштабному негативному воздействию, является почва. Важными и опасными загрязнителями городской почвы являются нефтяные углеводороды (НУВ) [Русаков и соавт., 2007]. Как показывают многолетние исследования, содержание НУВ в городских почвах г. Москвы колеблется в значительных пределах: от 0,010 мг/кг до 1000 мг/кг [Карцева Н.Ю., 2006], а иногда и до 6000 мг/кг [Вардомская Е.Е., 2008].

Анализ литературы показал, что НУВ и продукты их трансформации оказывают негативное воздействие на окружающую среду и здоровье населения [Амирова И.А., 2003, Леденцова Е.Е., 2003, Сабирова З.Ф., 2000, Жолдакова З.И., 2006]. Немаловажным аспектом является и то, что с ухудшением самоочищающей способности, возрастает эпидемическая опасность почвы.

Для осуществления комплексного подхода к задаче оздоровления городских почв Департаментом природопользования и охраны окружающей среды г. Москвы реализуется Программа первоочередных мероприятий по оздоровлению почв города и рекультивации участков с интенсивным загрязнением. Начиная с 2011 года, ведется работа над проектом постановления Правительства Москвы «О создании системы управления качеством почв города Москвы» и по внесению изменений в Закон города Москвы «О городских почвах» от 04.07.2007 № 31 [Доклад о состоянии окружающей среды в городе Москве в 2011 году, 2012].

В зависимости от характера загрязнения территории предусматривается полная замена грунта или подсыпка. Ведутся работы по оздоровлению почв путем замены зараженных поверхностных слоев на произведенные почвогрунты. Однако с 2011 года в городе Москве действует временная схема закупки почвогрунтов для нужд города, не предусматривающая централизованной закупки. В связи с этим выборочный контроль в момент поставок почвогрунтов на объекты не проводится.

Принятие решений по дорогостоящему вывозу на полигоны загрязненных почв не всегда является оправданным. Необходим поиск более рационального подхода к сохранению почвенного покрова территории г. Москвы. В отечественной практике встречаются данные об использовании биоремедиации загрязненных городских почв на месте, без замены грунта. Однако оценка степени эффективности использования препаратов-биодеструкторов НУВ для почв селитебных территорий г. Москвы и выявление потенциальной опасности биодеструкции НУВ для компонентов окружающей среды селитебных территорий не изучены.

В связи с вышеизложенным, целью настоящего исследования явилось обоснование эколого-гигиенических индикаторных показателей и критериев оценки степени возможного негативного влияния почв, загрязнённых НУВ, на окружающую среду и целесообразность применения биоремедиации для почв селитебных зон урботерриторий.

Для достижения поставленной цели требовалось решить следующие задачи:

1. Провести комплексную экологическую оценку загрязнения урботерриторий от автотранспорта и других источников загрязнения НУВ, на примере состояния почв некоторых селитебных зон города Москвы.

2. Выявить особенности влияния различных концентраций НУВ на почвенные микроорганизмы и специфику микрофлоры почв, загрязнённых НУВ, в присутствии биодеградатора и без него.

3. Провести эколого-гигиеническую оценку целесообразности и эффективности использования биодеструкторов на территории селитебных зон.

4. Определить алгоритм проведения исследований по изучению степени опасности почв, загрязненных НУВ, селитебных зон урботерриторий и возможности применения биодеструкторов.

5. Провести оценку возможной эколого-гигиенической опасности

нефтяных углеводородов, образующихся в процессе биодеструкции.

Научная новизна.

Обоснован новый эколого-гигиенический критерий, определяющий условия рекультивации почв селитебных территорий, - 300 мг НУВ/кг почвы.

Установлено, что НУВ в концентрации до 1000 мг/кг почвы оказывают незначительное угнетающее действие на естественный микробоценоз почвы.

Установлено, что антагонистический характер взаимодействия почвенного микробоценоза и Е.соИ сохраняется и в присутствии загрязнения НУВ.

Установлен характер влияния почв, загрязненных НУВ, в двух диапазонах концентраций: > 300 - токсическое, > 500 - генотоксическое в тесте на индукцию доминантных летальных мутаций дрозофилы.

Обоснована пороговая концентрация генотоксического действия для почв, загрязненных НУВ, на уровне 500 мг/кг.

Выявлено сокращение жизненного цикла Е.соИ в почве, загрязненной НУВ, в концентрациях менее 300 мг/кг, под влиянием биодеструктора.

Обоснована модель изучения влияния НУВ на почву селитебных территорий и оценки безопасности применения биодеструкторов НУВ с использованием вегетационного опыта на растениях не сельскохозяйственного назначения.

Методическая новизна.

Предложены эколого-гигиенические чувствительные и наиболее информативные индикаторные показатели для ранней диагностики почв, загрязненных НУВ, на уровне менее 1000 мг/кг.

Предложена схема экспериментальных исследований по проведению комплексной эколого-гигиенической оценки новых биодеструкторов НУВ, планируемых для использования на почвах селитебных территорий, загрязненных НУВ, в концентрациях менее 1000 мг/кг.

Разработана краткая и расширенная схемы оценки эколого-гигиенического состояния почв, загрязненных нефтяными углеводородами.

Предложена методика оценки возможной эколого-гигиенической опасности нефтяных углеводородов, образующихся в процессе биодеструкции, в тесте на индукцию доминантных летальных мутаций дрозофилы.

Практическая значимость.

Разработан проект Методических рекомендаций «Руководство по оценке степени опасности почвы, загрязнённой нефтяными углеводородами» (Справка № 03-3/529 от 04.09.2013 г.).

Подготовлено учебно-методическое пособие, актуальное в образовательном процессе учебного курса «Основы токсикологии» МГГУ (Справка МГГУ об использовании материалов диссертационной работы Водяновой М.А. в учебном процессе от 04.09.2013 г.).

Апробация материалов диссертации.

Материалы диссертации представлены на следующих конференциях: Международная научно-практическая конференция «Дальневосточная весна - 2008» в области экологии и безопасности жизнедеятельности. (Комсомольск-на-Амуре, ГОУВПО, 30 апреля 2008 г.); «Неделя горняка -2008» (Москва, январь 2008 г.); VII международная конференция «Ресурсовоспроизводящие, малоотходные и природоохранные технологии освоения недр» (Москва - Ереван, 15 - 19 сентября 2008 г.); VI Всероссийская научно-практическая конференция с международным участием «Проблемы региональной экологии в условиях устойчивого развития» (Киров, 25 - 27 ноября 2008 г.); «Экологические проблемы промышленных городов» (Саратов, 2009 г.); «Неделя горняка - 2009» (Москва, январь 2009 г.); XV Международная конференция «Образование в интересах устойчивого развития» (Россия, Санкт-Петербург, 27 - 28 июня 2009 г.); III Всероссийская научно-практическая конференция молодых ученых и специалистов «Окружающая среда и здоровье» (Россия, Москва, 28

июня - 1 июля 2009 г.); Первый Московский молодёжный Форум «Экология Москвы и молодёжная экологическая политика в действии» (Москва, 4-5 декабря 2009 г.); Международная научно-практическая конференция «Биотехнология: Экология крупных городов (Москва, 15-17 марта 2010 г.); IV Всероссийская научно-практическая конференция молодых ученых и специалистов с международным участием «Окружающая среда и здоровье. Молодые ученые за устойчивое развитие страны в глобальном мире» 27-28 сентября 2012 г., г. Москва; Всероссийская конференция молодых ученых «Стратегия взаимодействия микроорганизмов и растений с окружающей средой» 24-28 сентября 2012 г., г. Саратов; Международная конференция "Биодиагностика в экологической оценке почв и сопредельных сред" 4-6 февраля 2013 г., Москва; Международная научно-практическая конференция "Актуальные проблемы экологии и природопользования" 4-6 апреля 2013 г., Москва.

Публикации. По теме диссертации опубликовано 15 печатных работ, в том числе, 4 в журналах, рекомендованных ВАК и 2 работы на СО-носителе.

Основные положения, выносимые на защиту.

Доказательства эколого-гигиенической опасности почв селитебных территорий г. Москвы по физико-химическим и санитарно-микробиологическим показателям.

Обоснование минимально действующей концентрации по самоочищающей способности почвы на уровне - 300 мг/кг.

Использование биодеструктора на почвах селитебных территорий, загрязненных НУВ, целесообразно в концентрации менее 300 мг/кг.

Схема экспериментальных исследований по проведению комплексной эколого-гигиенической оценки новых биодеструкторов НУВ, планируемых для использования на почвах селитебных территорий, загрязненных НУВ, в концентрациях менее 1000 мг/кг.

1.ОБЗОР ЛИТЕРАТУРЫ 1.1. Экологическая функциональность городских почв и система нормирования химических веществ в почве

Почва является одним из ключевых компонентов природных ресурсов. Интерес к городским почвам обусловлен высоким уровнем содержания в них загрязняющих веществ и высокой плотностью населения в мегаполисах. Функции почв большинства крупных городов, в том числе и г. Москвы, сильно изменены, что приводит к деградации всех природных сред города. Такие почвы сильно отличаются от естественных аналогов Подмосковья, причем все изменения идут в сторону ухудшения экологических функций. Как и естественные почвы, городские почвы выполняют в городе разнообразные экологические функции. Роль почвы в городе существенна и разнообразна. Главными ее свойствами являются пригодность для произрастания зеленых насаждений, способность сорбировать в толще загрязняющие вещества и удерживать их от проникновения в почвенно-грунтовые воды, а также от поступления пыли в городской воздух [111, 112, 125, 133, 154]. Почва изменяет химический и газовый состав атмосферных осадков и подземных вод, она является универсальным биологическим адсорбентом, поставщиком и регулятором содержания СО2, О2, N2 в воздухе. От почвы зависит динамика тепла и влаги в приземных слоях атмосферы города. Благодаря определенным биогеохимическим свойствам и огромной активной поверхности почва превращается в "депо" токсических соединений и одновременно становится одним из важнейших биогеохимических барьеров для большинства соединений (ТМ, минеральные удобрения, пестициды, нефтепродукты и т.д.) на пути их миграции из атмосферы города в грунтовые воды и речную сеть [15, 26, 114, 137]. В тоже время из-за незначительной площади открытой поверхности в городах и промышленных центрах большая доля осадков минует почву и непосредственно уходит через канализацию в речную сеть. Однако переуплотненная почва может вызвать подтопление инфраструктуры и коммуникаций города. В ряде крупных

городов проблема запечатанного почвенного покрова ведет к затоплению дорог [149].

Почва является хорошим поглотительным барьером газовых примесей, в том числе от автотранспорта, ТЭЦ, заводов и т.д., она также регулирует газовый состав атмосферы путем выделения и поглощения почвой газов (метан, аммиак, углекислый газ и др.). Однако в связи с повышенной антропогенной нагрузкой в городских условиях происходит процесс деградации почв, и нормальное их функционирование нарушается [15, 152, 153]. В течение 15 лет самовосстановления почв средняя скорость аккумуляции углерода составляет 131 г С/м2 [62].

Наиболее распространенными загрязнителями почв Европы являются тяжелые металлы и нефтяные углеводороды.

Охрана почвы является одним из приоритетных направлений стратегии нормирования и гармонизации химических веществ странами Европейского сообщества (ЕС) [23, 24, 25]. Нормативными актами Европейского сообщества (ЕС) устанавливаются механизмы устранения или снижения выбросов опасных веществ промышленными предприятиями на земли, побережья и территориальные воды, а также утвержден список 1 и 2 с группами и видами опасных веществ, внесение в окружающую среду которых требует предварительного разрешения от уполномоченных органов.

С целью охраны почвы на всей территории ЕС 22 сентября 2006 года Европейская Комиссия приняла Тематическую почвенную стратегию (СОМ(2006) 231) и предложения по Рамочной директиве о почве (СОМ(2006) 232). Стратегия и предложение были направлены в другие европейские институты с целью реализации дальнейших действий в процессе принятия решений. Но, несмотря на усилия нескольких председательствующих стран-участниц ЕС, Совету пока не удалось прийти к политическому согласию по данному законодательному предложению из-за противостояния ряда стран-участниц ЕС, составляющих блокирующее меньшинство [33].

На территории Российской Федерации контроль и регулирование состояния качества почв осуществляется в соответствии с нормативными документами по охране почв, в том числе почв, загрязненных НУВ [12, 16, 17, 19, 42, 72, 91, 92, 96, 99, 100, 103]. При этом существующие нормативно-методические документы позволяют осуществить экспертную оценку (сертификацию) состояния почв, прогнозировать степень опасности различных токсикантов для здоровья и условий проживания населения. Однако, в связи с изменением в стране социально-экономических условий база данных ПДК химических веществ в почве (исключая пестициды) практически не пополняется [57]. Поэтому проблема нормирования химических веществ в почве остается актуальной и требует постоянного совершенствования не только для России, но и для стран ЕС.

Так, например, в США законодательно в зависимости от категории объектов и землепользования при оценке состояния почв используются различные базовые стандарты содержания в почве и грунтовой воде опасных химических веществ и нефтяных углеводородов. Самые жесткие стандарты разработаны для почв детских площадок и сельхозугодий в сочетании с грунтовыми водами, которые служат источниками питьевой воды. Стандарт содержания нефтяных углеводородов в почвах США включает: почвы детских площадок и сельхозугодий - 200 мг/кг, почвы под временным или постоянным покрытием - 2000 мг/кг, почвы лесопарков и зеленых зон города -10000 мг/кг [52, 53,54].

Во многих государствах ЕС существует 4 категории функционального использования почв: детские площадки, жилые зоны, парки и рекреационные места и промышленные объекты [131, 132, 136, 142, 143]. В Белоруссии, учитывая международный опыт, утверждены нормативы ПДК для нефтепродуктов для различных категорий земель: земли с/х назначения - 50 мг/кг, земли населенных пунктов - 100 мг/кг, земли промышленности, транспорта - 500 мг/кг, земли природоохранного назначения, земли лесного, водного фондов и земли запаса - 50 мг/кг [102].

Сравнение реальных концентраций поллютантов на исследованных территориях с их стандартами позволят количественно оценить степень потенциальной опасности загрязняющих веществ для здоровья человека и окружающей среды (степень риска). В зависимости от степени загрязнения почвы и фунтовой воды выделены 3 степени риска: 1) значительный риск отсутствует; 2) неминуемый риск; 3) значительный риск. Для последних двух уровней разработаны специальные методы рекультивации, утвержденные Госдепартаментом США.

В настоящее время в большинстве развитых стран мира решение проблемы состояния и охраны окружающей среды с целью снижения негативного воздействия на условия проживания и здоровье человека связывают с разработкой и внедрением в природоохранное законодательство концепции экологического риска и риска здоровью населения, которая позволит получить надежную (обоснованную) оценку реальной ситуации, дать ей качественную и количественную характеристики загрязнения почв, выделить территории наиболее подверженные негативному воздействию и ранжировать их по степени опасности (безопасности) для здоровья проживающего населения. Это обуславливает возможность разработки конкретных мероприятий, направленных на снижение негативного воздействия загрязнителей [135, 156].

В России существует единая система нормирования химических веществ в почве, при этом ПДК для нефтяных углеводородов еще не существует. Учитывая международный опыт, необходимо проработать возможность установления сигнальных уровней загрязнения почв нефтяными углеводородами для почв разного функционального назначения, в частности, почв селитебных территорий.

1.2. Эколого-гнгненическая характеристика загрязнения почв города

Москвы от автотранспорта и других источников загрязнения нефтяными углеводородами (НУВ)

Серьезной экологической проблемой является загрязнение среды органическими токсикантами. Среди многочисленных контаминантов антропогенного происхождения, попадающих в окружающую среду, нефтяные углеводороды (НУВ) занимают одно из приоритетных мест. Следует отметить, что в последние годы в связи с расширением парка автотранспорта, с увеличением числа автомобилей, сети автозаправочных станций, моек автомобилей, станций технического обслуживания, гаражей - в почвах и грунтах городских территорий значительно возросло содержание нефтяных углеводородов [60, 61, 149, 150].

Рядом авторов проведены исследования по выявлению зависимостей между загрязнениями почвенного покрова города Москвы и автотранспортом. Проведенная эколого-геохимическая оценка почв селитебной зоны Москвы, показала практически повсеместное превышение фоновых содержаний 3,4-бенз(а)пирена и нефтепродуктов (до 17 и 10 раз соответственно), ртути и мышьяка (до 8 и 7 раз соответственно). С помощью регрессионного анализа были выявлены зависимости между содержанием приоритетных загрязнителей в почвах и комплексом природных и антропогенных факторов. Установлена ведущая роль автотранспорта в загрязнении селитебной зоны цинком, свинцом, нефтепродуктами и мышьяком. Загрязнение почв селитебной зоны медью, ртутью и 3,4-бенз(а)пиреном в большей степени определяют стационарные источники -ТЭЦ и промзоны [27, 127]. Основными источниками повышенного содержания в почвах нефтепродуктов являются вещества, выбрасываемые двигателями внутреннего сгорания [44]. Основную массу выбросов вредных веществ автотранспортом составляют оксиды азота, оксид углерода, углеводороды и ряд других канцерогенных и высокотоксичных веществ [38, 66].

Численность автопарка ежегодно увеличивается - годовой прирост автотранспорта в период с 2010 по 2011 гг. составил свыше 514,0 тыс. единиц или 12 %. Несмотря на это, в целом по городу Москве показатели загрязнения атмосферного воздуха в 2012 году сохранились на уровне предыдущих лет. Службам города этого удается достигать благодаря тому, что рост автопарка сопровождается благоприятной тенденцией увеличения доли автотранспорта всех категорий более высоких экологических классов и последовательной политикой Правительства Москвы по реализации мер, направленных на снижение выбросов загрязняющих веществ от автотранспорта и улучшение режимов движения транспортных потоков. По прогнозам экспертов в 2013 году будет отмечено снижение выбросов в атмосферный воздух в связи с переходом на использование моторного топлива класса не ниже Евро-4 [28].

Отдельно следует указать, что в крупных городах промышленные комплексы нефтепереработки и нефтехимии, являясь градообразующим фактором, остаются основными источниками многокомпонентного загрязнения объектов окружающей среды и создают опасность комбинированного и комплексного воздействия химических веществ на здоровье населения [104].

По данным Департамента природопользования и охраны окружающей среды города Москвы, загрязнение почвенного покрова г. Москвы имеет локальный характер и зависит, как правило, от примыкания к крупным автомагистралям и промышленным зонам. В таблице 1 представлены результаты мониторинга содержания бенз(а)пирена и нефтепродуктов в городских почвах. Как показывают многолетние исследования, содержание НУВ в городских почвах колеблется в значительных пределах: от 0,010 мг/кг до 1000 мг/кг, а иногда и до 6000 мг/кг [8].

Таблица 1.

Содержание бенз(а)пирена и нефтепродуктов в почвах г. Москвы [27]

показатель Бенз(а)пирен Нефтяные

углеводороды (НУВ)

2009 2010 2011 2009 2010 2011

Среднее содержание, мг/кг 0,059 0,04 0,07 268 234 266,4

Мт, мг/кг 0,05 од 0,05 14 4 13

Мах, мг/кг 0,989 1,95 1,8 2969 1880 1830

По результатам обследования 235 постоянных площадок наблюдения, максимальная доля выявленных участков, загрязненных НУВ, отмечена в ЦАО и ЗелАО. При этом большая степень загрязненности почв нефтяными углеводородами выражена также в ЦАО г. Москвы в сравнении с другими административными округами. На рисунке 1 представлено содержание НУВ в почвах административных округов. Сравнение натурных величин ведется в соответствии с предложенным временным региональным нормативом содержания НУВ в почвах - 300 мг/кг [11].

Рисунок 1.

Среднее содержание нефтепродуктов в почвах административных округов

[27]

ЗелАО ЦАО CAO CBAO BAO ЮВАО ЮАО ЮЗАО ЗАО ■■■Нефтепродукты ^^жОДК

C3AO

Следует отметить, что для почв ЦАО характерно следующее распределение: доля территорий с категорией загрязнения «чистые» и «допустимые» составила 37 %, а доля территорий с категорией загрязнения выше «допустимой» - 63 %. В других округах г. Москвы соотношение долей обратное [61].

1.3. Воздействие нефтяных углеводородов на городскую почву и здоровье

населения

Накапливание в почвах нефтяных углеводородов, токсичных продуктов трансформации и токсичных почвенных грибов, подавление биологической активности и самоочищающей способности почвы, торможение развития растений, потенциальная опасность вторичного загрязнения атмосферного воздуха и грунтового потока может стать источником опосредованного поступления токсикантов в организм человека по многочисленным трофическим цепям, что увеличивает риск возникновения экологически обоснованных заболеваний [13, 14, 56, 63, 93].

Следует отметить, что важным свойством почв является способность самоочищаться от НУВ за счет их биохимического окисления бактериями, содержащимися в почве, почвенном растворе и природной воде. Самоочищение происходит, в основном, за счет переработки НУВ, содержащихся в растворенном виде в воде или почвенном растворе. Процесс биохимического окисления протекает с поглощением кислорода, поэтому самоочищение почвы от НУВ протекает только в тонком поверхностном слое, достаточно насыщенном кислородом. Скорость такого процесса зависит, главным образом, от температуры и концентрации кислорода в почвенном растворе [45, 128, 132, 138]. Если в летнее время очистка почв и грунтов от растворенных в почвенном растворе НУВ протекает довольно интенсивно, то весной и осенью она резко замедляется, а зимой (в особенности под снегом и льдом) практически не происходит [3, 20, 41].

Даже при невысоких концентрациях НУВ многими авторами описывается появление комплекса токсинообразующих условно-патогенных и аллергенных почвенных морфотипов микроскопических грибов. Несомненно, повышенное содержание этих микромицетов в окружающей среде представляет собой потенциальную угрозу для здоровья населения, так как споры грибов с пылыо могут распространяться на большие расстояния [37, 61, 100, 105, 119, 122]. Токсины микромицетов могут длительно сохраняться в почве и накапливаться в продуктах питания. Особую опасность представляет собой растениеводческая продукция, выращенная на городских и пригородных территориях. По мнению многих авторов, заражение кормов токсичными грибами приводит к накоплению микотоксинов в животноводческой продукции [88, 90, 106]. Растениеводческая продукция, выращенная на урбанизированных территориях, требует особого санитарно-гигиенического контроля [107].

Немаловажным аспектом является и то, что с ухудшением самоочищающей способности, возрастает эпидемическая опасность почвы. В загрязненной почве на фоне уменьшения истинных представителей почвенных микробоценозов (антагонистов патогенной кишечной микрофлоры) и снижения ее биологической активности отмечается увеличение положительных находок патогенных энтеробактерий и геогельминтов, которые являются более устойчивыми к химическому загрязнению почвы, чем представители естественных почвенных микробоценозов [21, 22, 61, 125].

Экспериментальными исследованиями установлена взаимосвязь санитарного состояния почв Москвы и уровня содержания НУВ в почве. При повышении содержания нефтяных углеводородов в 447 раз по сравнению с фоновым уровнем, наблюдается увеличение количества бактерий группы кишечной палочки (БГКП) в 303 раза и жизнеспособность яиц геогельминтов в 3 раза. Это может быть объяснено и тем, что в нефтезагрязненных почвах наблюдаются изменения рН среды и окислительно-восстановительные

условия, которые определяют состояние биологической активности и направленность процессов разложения веществ [101, 118, 144].

Отдельно следует отметить, что трансформация нефтепродуктов является источником токсичных загрязнений природных сред. Трансформацию НУВ можно условно разложить на абиотическую фазу (от свежего до зрелого загрязнения) и биотическую деградацию на поверхности земли (в почвах, в зоне аэрации и зоне насыщения) [123]. Почвы являются мощнейшим буфером на пути инфильтрации всех видов НУВ, однако система прогноза токсичности и опасности химических веществ и веществ, образующихся в процессе трансформации, достаточно изучена [30, 31, 122]. Использование разработанных методик позволит выявить специфику действия НУВ и продуктов их трансформации на здоровье населения и окружающую среду.

Негативное действие НУВ на биологические процессы в почве могут объясняться обволакиванием почвенных частиц, содержанием различных веществ в нефтяном загрязнении, в том числе, тяжелых металлов, фенолов, а также накоплением в почве продуктов окисления углеводородов, таких как гексадециловый спирт, пальмитиновая, бензойная, салициловая кислоты. Происходит значительное увеличение соотношения C:N [51]. Часто даже присутствие в почве углеводородов растительно-микробного происхождение создает ложное впечатление о наличии нефтяного загрязнения. Кроме того, стремление достичь фонового содержания углеводородов в почве после проведения рекультивационных работ в большинстве случае даже вредит окружающей природной среде [101].

1.4. Система повышения качества почв в городе Москве и использование биотехнологий и биопрепаратов для очистки почв,

загрязненных НУВ

В целях осуществления комплексного подхода к задаче оздоровления городских почв Департаментом природопользования и охраны окружающей среды реализуется Программа первоочередных мероприятий по оздоровлению почв г. Москвы и рекультивации участков с интенсивным загрязнением с применением различных технологий. В зависимости от характера загрязнения и функционального назначения территории предусматривается полная замена грунта, биоремедиация, подсыпка и др. Ведутся работы по оздоровлению почв путем замены зараженных поверхностных слоев на почвогрунты произведенные в соответствии действующими нормативами [98].

Отмечено, что по своим агрохимическим показателям завозимые почвогрунты мало пригодны для посадки зеленых насаждений. Так, в 2003 г. 28% от общего количества почвогрунтов, завозимых в Москву, составляли торфопесчаные смеси. Их биологический потенциал исчерпывается в течение 2-3 лет после посадки зеленых насаждений, что, в свою очередь, приводит к нерациональному использованию финансовых ресурсов города [8]. С 2011 года в городе Москве в связи с решением мэра Москвы С.С. Собянина действует временная схема закупки почвогрунтов для нужд города, не предусматривающая централизованной закупки почвогрунтов. В связи с этим выборочный контроль в момент поставок почвогрунтов на объекты не проводится. Начиная с 2011 года, ведется работа над проектом постановления Правительства Москвы «О создании системы управления качеством почв города Москвы» и по внесению изменений в Закон города Москвы «О городских почвах» от 04.07.2007 № 31 [27].

Одним из перспективных методов городских почв является биофиторемедиация. В ближайшие годы в Москве предполагается более широко использовать этот метод: в землю будут высаживаться растения,

способные перерабатывать нефтепродукты и очищать почву от тяжелых металлов [97].

Экспериментальными исследованиями доказано, что при проведении рекультивационных работ на территории Москвы следует учитывать структуру почвенного покрова, неоднородность химических и агрофизических свойств почв и грунтов. Мероприятия могут включать в себя и организации регулируемого водоотвода, экранизации поверхности слоем чистого грунта, использование сорбирующих препаратов, рыхление почвы или ее вспашка для усиления микробиологической деятельности, внесение химических сорбентов, минеральных и органических удобрений [55].

Нельзя забывать, что городские почвы сохраняют черты зонального почвообразования только в пределах сравнительно ограниченных территорий, приуроченных к лесопарковым зонам, а в районах интенсивного освоения существенно трансформированы в результате человеческой деятельности. В пределах г. Москвы распространены почвы, характеризующиеся различным гумусовым состоянием. На внепойменных территориях, где в той или иной степени сохранился естественный почвенно-растительный покров, встречаются дерново-подзолистые почвы, имеющие преимущественно гуматно-фульватный тип гумуса с высоким и очень высоким содержанием фракции «свободных» гуминовых кислот. В районах, затронутых человеческой деятельностью, распространены почвы, органопрофиль которых не соответствует природным условиям гумусообразования. Особенно это касается искусственно создаваемых почв газонов, скверов и т.п., которые по содержанию и составу гумуса больше соответствуют почвам более южных регионов, формирующихся в зоне серых лесных почв и даже в черноземной зоне. Их характерной особенностью является фульватно-гуматный и даже гуматный тип гумуса наряду с повышенным содержанием фракции гуминовых кислот, связанных с кальцием. Несоответствие органопрофиля городских почв природной обстановке делает его неустойчивым к воздействию окружающей среды и

способствует ускоренной деградации, что сопровождается ухудшением условий для произрастания растительности и функционирования почвенной биоты [63, 67, 145, 148].

Поэтому принятие решений по дорогостоящему вывозу на полигоны загрязненных почвогрунтов не всегда является оправданным. Чистые грунты, завезенные в город взамен вывезенных, через некоторое время все равно будут вновь загрязнены [44, 95, 141, 146]. Необходим поиск более рационального подхода к сохранению почвенного покрова территории города.

Известно, что почва обладает уникальной способностью к самоочищению благодаря активной деятельности всей совокупности живых её обитателей: различных видов бактерии, актиномицетов, грибов, водорослей, простейших, червей, личинок насекомых. Микроорганизмы, участвующие в разложении нефти (нефтепродуктов) и использующие углеводороды в качестве питательного субстрата, широко распространены в природе. Описано 22 рода бактерий, 31 род микроскопических грибов и, в том числе, 19 родов дрожжей, выделенных из почвенных экосистем, способных к биодеградации нефтяных углеводородов [29, 39]. Самоочищение почвы является сложным и относительно длительным биологическим процессом, в течение которого происходит разложение, деградация, миграция загрязнителя различной природы с образованием более простых соединений, входящих в состав почвы, при этом патогенные организмы отмирают [35, 84]. Темпы микробной деградации нефтяных углеводородов зависят от множества факторов, и для интенсификации этого процесса требуется оптимизация условий для роста и развития микроорганизмов [1, 18, 109]. Основными природными факторами, влияющими на активность углеводородокисляющих микроорганизмов, являются температура, условия влажности и аэрации, кислотность почвы и обеспеченность элементами минерального питания, интенсивность солнечного света.

Оптимальными для развития углеводородокисляющих микроорганизмов в почвах считают мезофильные условия, т.е. температурный интервал в 20 - 30 °С. Нефтеокисляющие микроорганизмы не могут развиваться в полностью обезвоженной среде [50, 85, 117]. Наилучшими условиями влажности являются 60 % от полной влагоемкости. Значения рН, близкие к нейтральным, являются оптимальными для разложения нефти в почвах. Поскольку процессы разрушения нефти преимущественно окислительные, и, как правило, все микроорганизмы -нефтедеструкторы являются аэробными, доступность кислорода является обязательным фактором, ускоряющим скорость биодеградации [2, 58, 59, 115, 124].

Не всегда погодные условия оптимальны для быстрого разложения нефти и нефтепродуктов, их повышенные концентрации в почве и воде нарушают дыхательную активность почвы и микробное самоочищение почвенных и водных ресурсов. В этом случае для очистки загрязнённых природных поверхностей используются различные технологии, в том числе с применением специальной техники, которые подразделяются на техническую и биологическую рекультивации [18, 130]. Техническая рекультивация применяется немедленно после аварийного разлива нефти (нефтепродуктов) для максимального снижения риска распространения загрязнения за пределы первичного очага. При концентрации загрязняющего вещества < 20 %, наиболее перспективным является биологический способ очистки, а именно, метод биоремедиации.

Способность утилизировать трудноразлагаемые вещества антропогенного происхождения (ксенобиотики) обнаружена у многих микроорганизмов. Это свойство обеспечивается наличием у микроорганизмов специфических ферментативных систем, осуществляющих катаболизм таких соединений.

Поскольку микроорганизмы имеют сравнительно высокий потенциал разрушения ксенобиотиков, проявляют способность к быстрой

метаболитической перестройке и обмену генетическим материалом, им придаётся большое значение при разработке путей биоремедиации загрязнённых объектов [122, 121, 138, 139].

Биоремедиация - это применение технологий и устройств, предназначенных для биологической очистки почв, основанных на способности живых организмов в процессе жизнедеятельности поглощать, метаболизировать органические загрязнители, способствуя их деградации.

Технологии биоремедиации разделяются на различные типы в зависимости от того, проводятся ли они непосредственно на месте загрязнения или вне его; вносятся или нет в загрязнённую среду микроорганизмы.

Биоремедиация ex situ - проводится вне места загрязнения. Методы биоремедиации с вывозом нефтезагрязнённых почв имеют ряд существенных преимуществ, таких как, повышенный контроль за рекультивируемой почвой и оптимизация процесса. Существенными недостатками данного метода являются высокие затраты и вывод из хозяйственного оборота значительных площадей, так как загрязнённая почва извлекается, подвергается биоремедиации в специальных устройствах и возвращается в место загрязнения.

Биоремедиация in situ — проводится непосредственно в месте загрязнения и необходимость в транспортировке загрязнённой почвы отсутствует. Такой способ основан на стимулировании роста природных (аборигенных) микроорганизмов, естественно содержащихся в месте загрязнения.

Биоремедиация in situ складывается из комбинации двух основных подходов: биостимуляции in vitro и биодополнения (биоаугментации или биоулучшения).

Биостимуляция in vitro позволяет ускорить в свеже-загрязнённой почве естественный процесс накопления микробных деструкторов, вносимые клетки оказываются лучше приспособленными к условиям конкретного

местообитания и особенностям разлагаемого углеводородного субстрата. В этом случае из почвы извлекают образцы естественной микробиоты, которые затем для повышения их ремедиационных характеристик культивируются в ферментерах при добавлении необходимых ростовых факторов и соединений, индуцирующих биодеградацию целевого загрязнителя. Затем такая микробиота вносится в место загрязнения.

Биодополнение (Ыоаи^те^айоп — биоаугментация или биоулучшение) представляет собой процесс, при котором в место загрязнения вносятся специализированные микроорганизмы, чужеродные для данного места обитания, которые были заранее выделены из природных источников или специально генетически модифицированы.

Таким образом, биодеградация углеводородов в естественной среде может осуществляться за счёт стимуляции естественной нефтеокисляющей микрофлоры путём создания оптимальных условий для её развития (внесение азотно-фосфорных удобрений, аэрация и др.) или введения в загрязнённую экосистему углеводородокисляющих микроорганизмов (интродукция активных штаммов) наряду с добавками солей азота, фосфора, извести и т.д. Эффективность биологической рекультивации подтверждается полевыми и лабораторными испытаниями, доказывая, что использование естественных природных ресурсов экономически значительно выгоднее, несмотря на ограничение их применения весенне-летним периодом [46, 145]. Технологии биологической очистки дешевы и не очень трудоемки. Их эффективность высока при низких концентрациях загрязняющего вещества, когда многие другие методы уже не работают [62, 68, 69, 86, 87].

Сейчас существует множество способов рекультивации земель. Новые технологии позволяют в несколько раз ускорить процесс восстановления нарушенных педосферных экосистем, поэтому развитие методов не прекращается. По появившимся и запатентованным изобретениям, а также их описаниям, занесенным в патентный фонд, можно проследить, какие идеи являются прогрессивными, а какие себя постепенно изживают.

Количество патентов по рубрикам «восстановление загрязнённой почвы» (индекс В09С1/00), «восстановление земель, нарушенных открытыми разработками» (индекс Е21С41/32) и «микробиологические способы восстановления загрязнённой почвы» (индекс В09С1/10) в Российской Федерации за период с 1983 по начало 2008 года (25 лет) составило 97 изобретений.

Для сравнения был произведён патентный поиск в издании «Изобретения стран мира» по тем же индексам для таких стран, как Германия, Франция, Великобритания (Англия), Япония, США, и для таких организаций, как Всемирная организация интеллектуальной собственности (ВОИС) и Европейское патентное ведомство (ЕПВ), которые вели аналогичные разработки.

Для Германии и Франции это число составило — 71 и 16 соответственно, для Великобритании - 6, для Японии - 98, для США - 57, для ВОИС и ЕПВ - 100 и 65, соответственно.

Полученные результаты свидетельствуют о том, что микробиологические способы восстановления почв становятся всё более и более актуальными.

В качестве биорекультивантов используют микробиологические препараты, имеющие соответствующие санитарно-гигиеническое заключение и паспорт. Применяемые культуры должны быть безвредны не только для человека и животных, но и для почвенной биоты и насекомых.

Содержание нефтеокисляющих микроорганизмов в биопрепаратах достигает 1011 клеток в 1г препарата для бактерий и 109 клеток препарата в 1г - для дрожжей.

В настоящее время предлагается для использования достаточно большое количество биопрепаратов. В таблице 2 представлен перечень существующих препаратов, получивших наиболее широкое применение и известность в России и за рубежом.

Таблица 2.

Препараты-биодеструкторы нефтяного загрязнения

№ Название Страна Активные компоненты Год появления

1 Бациспецин Россия Bacillus sp. 739 1997

2 Белвиташш Россия нефтеокисляющие микроорганизмы 2003

3 Биодеструктор Россия Acinetobacter valentis, Acin.bicooum... 1995

4 Биосет Россия p.Arthrobacter, Micrococcus varians 1998

5 Деворойл Россия Candida, Rhodococcus, Pseudomonas 1992

6 Дестройл Россия Acinetobacter sp. 2000

7 Ленойл Россия Bacillus brevis, Arthrobacter sp. 2004

8 Лестаи Россия нефтеокисляющие микроорганизмы 1996

9 Микрозим Петро Трит Россия Консорциум 12 микроорганизмов, в том числе, Bacillus sp., Atherobacter sp., Nocordia sp., Rhodococcus sp., Pseudomonas sp. 2005

9 Нафтокс Россия pp. Mycobacterium, Pseudomonas... 1996

10 Ыикаойл-1 Россия Pseudomonas, Rhodococcus... 1998

11 Олеворин Россия нефтеокисляющие микроорганизмы 1995

12 Путидойл Россия Pseudomonas putida 36 1990

13 Родер Россия Rhodococcus vubber, Rh.erithropolis 1999

14 Родобел Беларусь Rhodococcus erythropolis 5 D. 2003

15 Родотрин Россия нефтеокисляющие микроорганизмы -

16 Руден Россия Rhodococcus sp. ИХ 7 -

17 Экойл Россия Mycobacterium flavesceus EX-Sl 1994

18 Эконадин Россия Pseudomonas Fluorescens -

19 Экосорб Россия нефтеокисляющие микроорганизмы 1994

20 Вюсгаск США нефтеокисляющие микроорганизмы 1992

21 НускоЬас США нефтеокисляющие микроорганизмы 1982

22 N(^¡68 Германия нефтеокисляющие микроорганизмы 1986

Каждый из этих препаратов был апробирован и имеет рекомендации по применению. Все они отличаются консистенцией (жидкие, сухие), компонентным составом, объектом обработки (почва или водные объекты, загрязнённые нефтью и нефтепродуктами). Поэтому для достижения максимального эффекта в рекультивации почв необходима проинформированность относительно типа почв, её микробоценоза, состава нефти и самого биодеградатора [57, 89, 90]. Некоторые препараты применимы в регионах с пониженными температурами. Тем не менее, чтобы восстановить или улучшить функции почв необходимо комплексное знание об экологической роли почв, кислотности, содержания органических веществ и структуры почв. Все это является ключевым для правильного подбора биодеструктора НУВ [129, 130].

2. ОБЪЕКТЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ 2.1. Объекты исследования Почва

Модельные экспериментальные исследования проводились на наиболее распространенной в России (52%) дерновоподзолистой среднесуглинистой почве. Использование в работе дерновоподзолистой почвы среднего механического состава с кислым значением рН создавало необходимые экстремальные условия проведения опыта, что обуславливало значительную надежность получаемых данных.

Данные по содержанию химических элементов представлены в таблице 3.

Таблица 3.

Данные по компонентному составу исследуемой почвы

Нефтепродукты, мг/кг Содержание химических элементов, мг/кг

РЬ са Си Ъп N1 Со Мп Сг Не Ая

17,31 0,135 5,74 32.84 5,18 3,60 81,79 7,71 0,034 2,1

Границы относительной погрешности при вероятности Р=0,95, ±5, % 34 24 24 24 24 24 24 24 24 24 24

ПДК, мг/кг н/н 32 - - - - н/н 1500 н/н 2,1 2

ОДК Песчаные и супесчаные почвы (ПС), мг/кг - 0,5 33,0 55,0 20,0 - - -

ОДК Суглинистые и глинистые почвы. рН > 5,5 (СГН), мг/кг - 2,0 132,0 220,0 80,0 - - -

Дерново-подзолистая почва (описание разреза)

A] (0-14): сыроватый, темно-серый, комковато-порошистой структуры, пронизан корнями растений, переход четкий по окраске, плотности.

А2 (14-32): сыроватый, буровато-белесый легкий суглинок. Не ясно выраженная пластинчатая структура, много ортштейнов, переход постепенный по цвету и плотности.

А2В (32-57): сырой, буровато-белесый, крупноореховатая структура, белесая присыпка, уплотнен, переход четкий.

B] (57-73): сырой, желтовато-бурый, структура плитчато-ореховатая, пористый, встречаются сизые пятна оглеения, переход по плотности и цвету.

В2: сырой, бурый с коричнево-красноватым оттенком, ореховато-призматической структуры, плотный с сизыми пятнами оглеения.

С целью изучения состояния городских почв и оценки влияния на них нефтяных углеводородов проводились натурные исследования на почвах селитебных зон г. Москвы по общесанитарному и физико-химическому показателям вредности.

Городская почва (описание разреза)

В натурных наблюдениях были исследованы почвы детских игровых площадок Центрального Административного Округа города Москвы района Хамовники.

Ш - (0-20): гумусированный горизонт. От темно-серого до черного цвета, наблюдаются включения мелкой гальки.

и|| - (20-40): перемешанный горизонт. Серо-бурого цвета, содержащий различные антропогенные включения.

Ниже расположен более светлый песчаный грунт, в котором обнаруживались примеси кирпича, белого порошка и битого стекла.

Свежеотобранная почва доводилась до воздушно-сухого состояния, освобождалась от посторонних примесей и просеивалась через сито (с1=2 мм) [19]. Перед опытами почва увлажнялась до 60% от полной влагоемкости, что обеспечивало оптимальные условия протекания почвенных процессов.

Нефтяные углеводороды (нефть)

В эксперименте изучали воздействие смеси Западносибирских нефтей, товарного качества, плотностью (при t = 15 °С) 0,8765 г/л, содержанием серы 1,67 %, солей - 0,04 %, обводнённостью -0,12%.

Такие нефти поступают из разных районов нефтедобычи в один трубопровод, поэтому их можно считать усредненными и наиболее характерными для данного региона.

Концентрации для экспериментальных исследований подбирались в зависимости от целей исследования, их диапазон составил значения от 100 мг НУВ /кг почвы до 10000 мг НУВ/кг почвы. Такие концентрации выбраны не случайно, так как именно они отображают количества нефтяных углеводородов в почвах натурных исследований и соответствуют (по ГОСТ 17.4.3.06-86 CT СЭВ 5301-85) слабозагрязнённым территориям.

Бнодеструктор

Существующие препараты-биодеструкторы отличаются друг от друга составом, условиями использования и т.д. Выбранный нами для исследований биодеструктор микробно-ферментный Микрозим (тм) «Петро Трит представляет собой микробиологический реагент биодеструктор нефтяных углеводородов, предназначенный для экологически безопасной очистки почвенных покровов и водных объектов от загрязнения нефтяными углеводородами. Биоценоз биопрепарата представлен отделами микрофлоры: Bacillus sp., Atherobacter sp., Nocordia sp., Rhodococcus sp., Pseudomonas sp. Это естественные нетоксичные непатогенные селективно улучшенные анаэробные факультативные сапрофитные микроорганизмы, специально отобранные по критерию эффективности метаболизации сложных углеводородных соединений и продуктов их разложения. Сухая порошковая форма биопрепарата содержит научно-составленную консорцию из (12) штаммов живых углеводородокисляющих микроорганизмов (УОМ) в виде концентрата сухих спор с титром 4х1012 КОЕ/гр., минеральные соли, экологически чистый питающий носитель. Внешне биопрепарат

представляет собой однородный сухой порошок темно-коричневого цвета выраженным характерным запахом почвы или навоза. Препарат предназначен для биологической очистки почвенных покровов, песка, шламов, сточных вод, водных объектов и других неагрессивных сред от загрязнения нефтью и нефтепродуктами: бензином, дизельным топливом, мазутом, моторными маслами, сырой нефтью при выполнении работ по рекультивации земель.

Экспериментальные исследования, проводимые при аттестации данного биопрепарата, свидетельствуют о том, что после его внесения одновременно происходят три процесса:

A) Начальная микробиологическая деструкция неопределяемых аналитическим методом тяжелых смол и асфальтенов с образованием определяемой аналитическим методом группы "общие нефтепродукты";

Б) Разложение сложных нефтяных фракций до более простых нефтяных фракций внутри группы "общие нефтепродукты";

B) Конечная микробиологическая деструкция группы "общие нефтепродукты" и продуктов ее разложения до воды и углекислого газа.

Также получены данные о безопасности не только биодеструктора, но и нефтепродуктов, как до их деструкции, так и разрушенных более чем на 50 % [Приложение 1]. Продуктами метаболизма УОМ на нефтяной среде являются углекислый газ, вода, нетоксичная белковая биомасса непатогенной полезной почвенной микрофлоры, гумус. Следует также отметить, что, разложив до 98 % нефтяного загрязнения на воду и углекислоту, не обеспеченные питанием УОМ отмирают и становятся пищей для активизирующейся аборигенной микрофлоры [40].

2.2. Методы исследования Методы химического анализа

Метод инфракрасной спектрофотометрии [83].

Определение нефти в почве в двух сериях эксперимента - с биодеструктором и без него проводилось разработанным в Институте (лабораторией физико-химических исследований совместно с лабораторией гигиены почвы) методом инфракрасной спектрофотометрии. Калибровка прибора для определения нефтяных углеводородов осуществляется по гексадекану (37,5 %), изооктану (37,5 %) и бензолу (25 %).

Методы экотоксикологических исследований

Методика постановки вегетационного опыта, который имел своей целью выявить возможное токсическое действие НУВ при характерных для городских условий концентрациях, а также оценить эффективность использования биодеструктора в черте города.

Схема эксперимента включала наблюдение за газонной травой, выращенной в двух сериях (приложение 4): 1 Серия - почва, загрязненная НУВ в концентрациях 100, 300, 500, 1000 и 10000 мг/кг, 2 Серия - такая же почва с внесением биодеструктора. Длительность вегетационного опыта составила 11 недель (73 суток), это обусловлено общепринятыми агротехническими характеристиками выбранного растения. Вегетационный период развития газона составляет 22-35 суток. Образцом для сравнения служила чистая почва без загрязнения (контроль) и почва без загрязнения с биодеструктором. Общее количество горшков - 36 штук. Вес почвы, взятой для эксперимента, составлял 1 кг. Культуру экспонировали в трехкратной повторности. Эксперимент был заложен 30 января 2012 года в камере для роста растений при постоянных условиях по трем показателям: освещенности, влажности - 60%, температуре - 26 °С. Следует отметить, что срез газонной травы осуществлялся дважды: через 36 и 73 суток от начала эксперимента. Подсев семян газонной травы не производился, с целью

выявления различий между двумя поколениями всходов. Полив проводился регулярно, доводя тестируемую почву до 60 % влажности. В ходе эксперимента учитывали: время и интенсивность всходов семян, общее число всходов в динамике, длину всходов, вес полученной биомассы (листьев газонной травы) и концентрацию нефтяных углеводородов в воздухе (рабочего пространства камеры). Собранную биомассу после аналитических замеров подготовили для последующей оценки потенциальной генотоксичности для половых клеток Drosophila Melanogaster.

Оценка фитотоксичности в биотесте на проращивание семян. [76] Тест рекомендован для интегральной экспрессной оценки возможного фитотоксического действия тестируемого объекта.

В качестве тест-объектов использовались семена злаковых - овес. Всхожесть контрольных семян составляла от 90 до 97%, что является приемлемым для проведения эксперимента.

За тест-функцию принималась длина корней проростков (Lcp.) семян используемых растений, фиксируемая в контрольных и опытных пробах через 7 суток от начала воздействия. Критерием токсического действия являлась величина эффекта торможения (Ет) роста корней растений -статистически достоверное снижение средней длины корней проростков (р< 0,05), составляющее не менее 20% от контрольного-значения Lcp.

Для получения статистически значимых результатов все опыты проводились в трех повторностях.

Расчет токсико-метрических параметров, характеризующих степень токсичности образцов и уровень их безвредности, в частности, средне-эффективных (ЕС50) и пороговых (Lim С) концентраций, вызывающих торможение роста корней на 20 и 50%, соответственно, осуществлялся путем регрессионного анализа экспериментальных данных.

Тестирование на биологических объектах. [49, 71, 73, 75, 77, 79] В биотестировании использовался спектр организмов различных систематических групп и трофических уровней: Azotobacter chrococcum,

инфузории Tetrahymena pyriformis, люминисцентный бактериальный тест ЛБТ (светящиеся бактерии), низшие ракообразные {Daphnia magna Straus) и гранулированная сперма быка. Многообразие и высокая чувствительность тест-объектов к разного рода поллютантам, позволяет нам говорить о достоверности токсического влияния изучаемого вещества.

Влияние нефти на чистую культуру бактерии Azotobacter chroococcum проводили по методу почвенных комочков. Эта культура относится к собственнопочвенным микроорганизмам. Подготовленную для эксперимента почву готовят до пастообразного состояния с помощью стерильной водопроводной воды, затем в чашки Петри со средой Эшби аккуратно раскладывают 30 комочков. Подготовленные образцы экспонируют в термостате от 4 до 6 суток при температуре 26 °С. Затем подсчитывают количество комочков почвы, обросших слизистыми колониями азотобактера (обязателен микроскопический контроль), и вычисляют процент обрастания.

Постановка биотестов на Daphnia magna Straus осуществлялась в соответствии с Методикой определения токсичности водных вытяжек из почв, осадков сточных вод, отходов по смертности и изменению плодовитости дафний (ФР.1.39.2001.00283). В 100 мл образцов исследуемых разведений помещали по 10 особей молоди дафний и выдерживали их при комнатной температуре 96 часов. Критерием токсичности являлось выживаемость (гибель) в течение первого часа, 24, 48, 72 и 96 часов. Контролем и разбавителем служила дехлорированная водопроводная вода.

Определение токсичности образцов с использованием генеративной функции культуры инфузорий Tetr-ahymena pyriformis.

В пробы вытяжек объемом 5 мл помещали по 0,05мл культуры тетрахимен с исходной концентрацией 100-200 ют/мл. Повторность опыта трехкратная; время экспозиции 6 и 48 часов. В течение первых 6 часов наблюдают, в основном, за выживаемостью инфузорий (острый опыт), в течение остального времени за приростом количества инфузорий. Критерием токсичности является снижение интенсивности размножения инфузорий,

проявляющееся в уменьшении количества клеток в тестируемой пробе по сравнению с контролем (дехлорированная вода).

При проведении биотестирования на биосенсоре «Экошом», представляющим собой бактерии, в которых метаболические процессы сопровождаются свечением в видимой части спектра использованы методические рекомендации по определению общей токсичности почв по интенсивности биолюминесценции бактерий.

Критерием оценки является индекс токсичности (Т%), который в норме не превышает величины 20%-го отличия от контроля. Стимуляция свечения не является показателем токсического действия образцов на функцию свечения бактерий и соответствует нулевому значению индекса токсичности. Для исследования влияния экстрактов почв на свечение бактерий были взяты исходные вытяжки. Контролем и водой для разведения служила дистиллированная вода.

Тестирование на сперматозоидах быка. [67, 78] Исследовалось влияние образцов на кратковременную суспензионную культуру подвижных клеток млекопитающих - сперму быка (in vitro). Использовалась гранулированная сперма, замороженная в парах жидкого азота и хранящаяся в сосуде Дюара. Тестирование водных вытяжек образцов почв проводилось с использованием анализатора токсичности АТ-50. В основе метода лежало исследование изменения зависимости двигательной активности сперматозоидов от времени под воздействием химических соединений, содержащихся в экстракте.

Показателем токсичности является индекс токсичности (It), определяемый как процентное отношение времени подвижности сперматозоидов в опыте (ton) ко времени подвижности в исследуемой среде (tk). Тестировалась почва с различным содержанием нефтяных углеводородов.

Тест Эймса SalmonellalMmvpocoMbi. [32, 81, 82, 115] Данный метод предназначен для выявления способности веществ или их метаболитов

индуцировать генные мутации у индикаторных штаммов Salmonella typhimuriiim.

Приготовление модельных образцов почвы и ацетоновых вытяэюек.

В эксперименте в модельные образцы дерново-подзолистой среднесуглинистой почвы вносилась нефть в следующих концентрациях: 100; 300; 500 и 1000 и 5000 мг/кг. Перед внесением нефти почва была доведена до 60% влажности от полной влагоемкости почвы (ПВ). Почву с нефтью, и образец почвы без добавления нефти (контроль) тщательно перемешивали, по 10 г каждого образца переносили в коническую колбу, заливали 100 мл ацетона (1:10) и закрывали ватно-марлевой пробкой. Через сутки смесь в течение 2,5 часов взбалтывали на ротаторе. Полученную суспензию отфильтровывали через фильтр "белая лента". Отфильтрованные растворы выпаривали до сухого остатка и передавали для тестирования в тесте Эймса. Нумерация образцов: 1 - контроль; 2- 100 мг/кг; 3 - 300 мг/кг; 4 -500 мг/кг; 5-1000 мг/кг; 6 - 5000 мкг/кг.

Перед постановкой теста Эймса сухой остаток разводили в 8 мл диметилсульфоксида (ДМСО) (концентрирование в 12,5 раз).

Оценку мутагенности экстрактов образцов почв проводили в стандартном тесте Эймса на штаммах ТА 98, ТА 97 (оценка мутаций типа сдвига рамки считывания генетического кода), ТА 100 (оценка мутаций типа замены пар оснований) в вариантах без (СМ-) и в присутствии (СМ+) системы метаболической активации с 9000g фракцией гомогената печени самцов крыс Вистар.

В экспериментах со всеми пробами на чашку вводили 0,1 мл ацетонового экстракта. На каждую точку ставили по 2 чашки.

В каждом опыте был контроль с растворителем (ДМСО 0,1 мл) и со стандартными мутагенами.

Приготовление модельных образцов почвы и водных вытяэюек.

В эксперименте в модельные образцы дерново-подзолистой среднесуглинистой почвы вносилась нефть в следующих концентрациях:

100; 300; 500 и 1000 и 5000 мг/кг. Перед внесением нефти почва была доведена до 60% влажности от полной влагоемкости почвы (ПВ). Почву с нефтью, и образец почвы без добавления нефти (контроль) тщательно перемешивали, по 10 г каждого образца переносили в коническую колбу, заливали 100 мл дистиллированной воды (1:10) и закрывали ватно-марлевой пробкой. Через сутки смесь в течение 2,5 часов взбалтывали на ротаторе. Полученную суспензию отфильтровывали через фильтр "белая лента". Отфильтрованные растворы передавали для тестирования в тесте Эймса. Нумерация образцов: 1 - контроль; 2- 100 мг/кг; 3 - 300 мг/кг; 4 -500 мг/кг; 5 - 1000 мг/кг; 6-5000 мкг/кг. Перед постановкой теста Эймса экстракты стерилизовали фильтрацией через фильтры МПНроге с диаметром пор 0,22 мкм.

Методика определения потенциальной генотоксичности.

В основе метода лежит выявление индуцированных изучаемым химическим соединением (или продуктами его метаболизма в организме мухи ВюяоркИа melanogaster) генетических V повреждений, возникающих в сперматозоидах самцов - родителей, что приводит к гибели потомка, развивающегося из оплодотворенной таким спермием зиготы, на эмбриональной стадии (у дрозофилы - стадии яйца).

Все исследование проводили в зашифрованном виде.

Все варианты обработки мух изучали в 2 сериях экспериментов, поставленных в 3-4 повторностях.

1 серия - водные экстракты почв, загрязненных НУВ, и почв, загрязненных НУВ обработанные при этом биодеструктором.

2 серия - водные экстракты растений, выращенных, на почвах, загрязненных НУВ, в присутствии биодеструктора и без него. При чем, посев растений был отобран дважды с вегетационным периодом в 1 месяц.

Все экстракты были подготовлены на качалке при 37 °С в течение 3 часов, после чего экстракты фильтровали через бумажные фильтры.

К 20 мл экстракта ex tempore добавляли навеску сахарозы массой 1,0 г для получения 5% раствора. Раствор переносили в стеклянные стаканчики, в которые затем помещали фильтры Шотта с находящимися в них 50 самцами дрозофилы (возраст - 3-4 суток). Экспозицию самцов осуществляли в течение 72 часов при комнатной температуре в условиях 12-часового светового дня.

По завершении экспозиции контрольных и экспонированных самцов переносили в стеклянные колбы объемом 500 куб. см. и подсаживали к ним виргинных (девственных) самок (возраст 3-4 суток) той же линии в соотношении 1 самец: 2 самки (всего 150 особей в каждую колбу). Массовое скрещивание проводили в течение 6 часов в термостате при температуре 24 °С, после чего самок для откладки яиц отсаживали в специальные камеры по 100 самок в каждую. Двумя стенками каждой камеры служила капроновая сетка, а дном - сменная кювета, содержащая стандартную "голодную" питательную среду следующего состава: вода - 1л., агар-агар - 20 г., сахароза -20 г. Кюветы под камерами меняли через каждые 12 часов.

Яйца, отложенные в первые 12 часов, не учитывали, поскольку в начале кладки самки часто откладывают неоплодотворенные яйца. Немедленно после смены кювет на них под бинокулярным микроскопом (х12) просчитывали общее количество отложенных яиц. Затем кюветы помещали во влажные камеры, на дне которых находилась фильтровальная бумага, смоченная водой, что предохраняло эмбрионы мух от гибели вследствие высыхания. Влажные камеры с кюветами помещали в термостат с температурой около 24°С для 48-часовой инкубации, после чего кюветы вновь просматривали для учета неразвившихся яиц.

Яйца, не изменившие первоначального вида, регистрировали как ранние эмбриональные летали (РЭЛ). Яйца, приобретшие коричневую окраску различной интенсивности, квалифицировали как поздние эмбриональные летали (ПЭЛ). Данные, полученные по разным кладкам, суммировали (соответственно вариантам эксперимента) и подвергали статистической обработке с использованием критерия х2.

Методы микробиологических исследований [36, 74, 80].

Исследования проводились на основных группах почвенных микроорганизмов: сапротрофных бактериях и почвенных микроскопических грибах.

Для учета почвенных грибов использовали разведения почвенной суспензии 1:100, а при учёте сапротрофных бактерий - 1:1000. Посев производили поверхностным способом, нанося на агаризованные среды 0,1 мл почвенной суспензии. Для учета грибов использовали питательную среду Чапека, а для учёта сапротрофных бактерий - среду МПА. При посеве грибов добавляли в среду антибиотик стрептомицин для исключения роста сапротрофных бактерий, в среду МПА добавляли нистатин, чтобы предотвратить рост почвенных микромицетов. Засеянные чашки помещали в термостат, при температуре 28 °С. Каждый образец исследовался в трехкратной повторности.

Количество грибов подсчитывали на 7 день инкубации, а сапротрофных бактерий - на 3 день. Подсчитав количество колоний на всех параллельных чашках, определяли среднее количество и делали пересчет на 1 г почвы.

Согласно положениям Методических рекомендаций по гигиеническому обоснованию ПДК химических веществ в почве, результаты опыта оценивались путем сопоставления числа колоний, выросших из почвы опытных и контрольных сосудов. Действующей концентрацией химического вещества считали ту, которая оказывает выраженное угнетающее действие не менее чем на 50 % колоний по отношению к контролю.

Экспериментальные исследования по изучению самоочищающей способности почв, загрязненных различными концентрациями НУВ в присутствии биодеструктора и без него проводили с помощью кишечной палочки (Е.соН штамм 1257).

Исследования с кишечной палочкой проводили в чашках Петри.

В почву, загрязненную НУВ в концентрациях 100, 200, 300, 400, 500, 1000 и 10000 мг/кг, с биодеструктором и без него, вносили приготовленную

суспензию чистой культуры кишечной палочки, плотность которой по стандарту мутности равна 10 единицам, в количестве 1 мл исходной суспензии на 1 кг почвы. Контроль (почву без внесения НУВ и чистую почву с биодеструктором) также помещали в чашку Петри и вносили чистую культуру E.coli.

Почву инкубировали при комнатной температуре производя высевы почвенной суспензии на среду Эндо каждые 5-7 суток, до тех пор, пока E.coli сохраняла жизнеспособность в почвенных образцах. Учитывали число колониеобразующих единиц кишечной палочки на 1 грамм почвы.

При изучении биологической активности почв исследовалась способность почвенных образцов к азотфиксации на разных этапах инкубации.

Метод изучения воздействия нефтяных углеводородов на яйца аскариды человеческой и цисты лямблий, находящиеся в почве.

В эксперименте были использованы 45 образцов дерново-подзолистой почвы массой 200±20 г каждый, влажностью 65-70% и температурой 20°С. Всего было задействовано 5 концентраций нефтяных углеводородов (в пересчете на 1 кг почвы): 0 мг/кг (контроль), 500 мг/кг, 1000 мг/кг, 5000 мг/кг и 10000 мг/кг.

В качестве паразитарных тест-объектов были использованы очищенные взвеси жизнеспособных яиц аскариды человеческой (Ascaris lumbricoides) на стадии 1-2 бластомеров развития и цист жгутиковых простейших (Protozoa, Flagellato) - лямблий/жиардий (Giardia lamblia seu Lamblia intestinalis).

В каждый из образцов почвы было внесено по 250±10 яиц аскариды и по 500±20 цист лямблий. Образцы были помещены в открытые контейнеры и после тщательного перемешивания начиная с 23.03.2010 г., экспонировались при температуре 20 °С с доступом воздуха и дневного света. Наблюдения проводились в течение 60-70 суток с периодическим увлажнением почвы. Санитарно-паразитологический анализ образцов почвы с вышеуказанными

концентрациями и оценкой физиологического состояния и развития паразитарных патогенов (жизнеспособность цист лямблий и стадий развития яиц аскариды) проводили вначале спустя 7 дней от закладки эксперимента, а затем через каждые 10 суток. Каждый образец почвы исследовался в полном объеме.

В каждом образце подсчитывалось общее содержание паразитарных патогенов (яиц аскариды и цист лямблий), а также число цист лямблий, сохранивших жизнеспособность, и число яиц гельминта на разных стадиях развития. После этого результаты, полученные в образцах, содержащих различные концентрации сырой нефти, сравнивались с контрольными образцами (не содержавших нефти).

Развитие яиц аскариды в почве определялось по 9 стадиям:

1.-1-2 бластомера;

2.-4 бластомера;

3. - 16 бластомеров;

4. - морула;

5. - бластула;

6. - гаструла

7. - формирующаяся личинка;

8. - сформировавшаяся личинка;

9. - инвазионная личинка.

В общей сложности, по данному показателю, осуществлено 90 исследований.

СОБСТВЕННЫЕ ИССЛЕДОВАНИЯ

3. ИЗУЧЕНИЕ ЭКОЛОГО-ГИГИЕНИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ СЕЛИТЕБНЫХ ТЕРРИТОРИЙ Г. МОСКВА

Различными организациями были исследованы в среднем более 2000 проб с территории Московского региона на содержание нефти и нефтепродуктов за период с 2004 по 2012 гг. Объектами изучения были территории детских площадок, расположенные в селитебных зонах города; территории автодорожных полотен и многое другое. Полученные данные о содержаниях нефтепродуктов в почвах самые разнообразные, при этом они зачастую тяжело сопоставимы, так как методы исследований отличаются в зависимости от специфики и направленности работы. Следует отметить, что для анализа и характеристики выбранных объектов проводится сравнение с предложенной величиной предельно допустимой концентрации (ПДК) нефти и нефтепродуктов, значение которой не превышает 300 мг/кг. Концентрация 600 мг/кг НУВ в почве является основанием для замены почвы на привозной почвогрунт [99].

3.1 Физико-химическая характеристика почв территорий детских игровых площадок по результатам мониторинговых исследований

Объектами исследования были почвы территорий повышенного риска воздействия на здоровье населения - придомовые детские игровые площадки, расположенные в селитебных зонах города Москвы, а именно района Хамовники центрального административного округа (ЦАО) (рис. 2).

Такой выбор обусловлен, прежде всего, плотной застройкой и обильной инфраструктурой, а также мониторинговыми данными, которые показывают, что в ЦАО происходит максимальное скопление нефтяных углеводородов в сравнении с другими административными округами.

Рисунок 2.

Схематическое изображение ЦАО и района Хамовники

Площадь района Хамовники составляет 1008 га. Численность населения - 103,3 тыс. человек. Здесь насчитывается около 24 детских садов, 14 общеобразовательных школ, 1 специальное образовательное учреждение [118]. На рисунках 3 и 4 представлены карты с указанием производственных зон и мест нахождения детских садов.

Рисунок 3. Производственные зоны района Хамовники

Рисунок 4. Дошкольные образовательные учреждения района Хамовники

На территории Хамовнического района долгое время функционировал завод «Каучук», площадью около 12 га. Производственные выхлопы внесли существенный вклад в состояние окружающей среды и здоровье населения и лишь в 2009 г. начались работы по его демонтажу. Вслед за ним работы по демонтажу начались и на других предприятиях (рис. 5).

Рисунок 5.

Выведенные производственные объекты с территории района Хамовники ЦАО

27%

□Гуп "5-й троллейбусный парк им. Артамонова" IOAO "РТИ-Каучук"

□ОАО "АМТК "СОЮЗ" ЩОАО "НПО - "Гелиймаш"

■ОАО "Хлебозавод № 6" □ Автобаза № 24 ГУТП "Мосхлебтранс"

Нами были изучены почва и песок детских игровых площадок по следующим адресам: Погодинская ул., 9; ул. Кооперативная, д. 2, корп. 12; 3-я Фрунзенская ул., д. 12; Несвижский пер. между д. 4 и 6; Новодевичий пр-д, д. 4 (сквер) (точки пробоотбора представлены на рис. 6). Дополнительно были изучены площадки по следующим адресам: Малый Левшинский пер., д.З, Девичье поле (сквер), Ул. Остоженка, д. 38, Комсомольский пр., д. 14, Ул. Россолимо, д,6/25.

Мониторинг почв и песка песочниц детских игровых площадок района Хамовники ведется ежегодно в весенне-осенние периоды с 2006 по 2011 гг.

Полученные данные по содержанию НУВ на территориях детских игровых площадок г. Москвы в ходе мониторинговых исследований представлены на рис. 7.

Рисунок 6.

Объекты мониторинговых исследований

. р . / ■■ V 'Як

Гч/, И /А^п ¥

' " Ж " • •

>/ /у./Л—- с У - >• -

¿¡, »> А ^ у/, ■ ^ ■

Заключение диссертации по теме «Гигиена», Водянова, Мария Александровна

ВЫВОДЫ

1. Почва селитебных территорий г. Москвы (детских игровых площадок района «Хамовники» ЦАО г. Москвы) загрязнена НУВ антропогенного происхождения, их уровень находится в диапазоне концентраций 14 - 265 мг/кг, а также характеризуется стабильно высоким

114 обсеменением E.coli и ОКБ. Степень загрязненности оценивается, как «чрезвычайно опасная» и «высоко опасная».

2. На основании процессов самоочищения - концентрации НУВ более 300 мг/кг в почве вызывают нарушения процессов самоочищения в почве, что приводит к продлению жизненного цикла E.coli. Можно предположить, что постоянное поддержание концентрации НУВ в диапазоне 300 мг/кг в естественных условиях (постоянное попадание НУВ на почву от автотранспорта) будет сохранять также стабильную численность E.coli, что повышает степень эпидемического риска. Концентрации НУВ в диапазоне от 100 до 500 мг/кг почвы не оказывают влияния на развитие яиц аскарид в модельных условиях.

Внесение биодеструктора в контрольную почву и почвы, загрязненные НУВ в концентрациях в диапазоне от 100 до 300 мг/кг, позволяет сократить жизненный цикл E.coli, что повышает вероятность улучшения санитарно-эпидемической ситуации городских территорий и снижение влияния на здоровье населения.

3. Максимальная эффективность действия биодеструктора установлена в концентрациях НУВ 100 и 200 мг/кг на 35-е сутки эксперимента. При исходной концентрации НУВ 300 мг/кг на 35-е сутки эксперимента эффективность работы аборигенной микрофлоры и работы биодеструктора находится в равном диапазоне и не превышает 83 %. Минимальная эффективность отмечена в концентрациях 1000 и 10000 НУВ мг/кг - 62 и 64 %, соответственно.

4. В тесте на индукцию доминантных летальных мутаций дрозофилы для почвы, загрязненной НУВ, экспериментально установлен их различный характер действия в двух диапазонах концентраций: > 300 - токсическое, > 500 - генотоксическое. Порогом генотоксического действия определена концентрация НУВ 500 мг/кг почвы.

Использование биодеструктора НУВ, приводит к увеличению частот доминантных летальных мутаций при изучении водных экстрактов растений, выращенных на почвах, загрязненных НУ В. Водный экстракт растений, выращенных на почве, загрязненной НУВ в концентрации 100 мг/кг, в присутствии биодеструктора показал достоверное снижение отрицательных эффектов в сравнении с контролем (Х2=157,6). Таким образом, использование биодеструктора НУВ безопасно для почв с исходным загрязнением на уровне 100 мг/кг.

5. Растения не сельскохозяйственного назначения могут служить моделью для оценки степени опасности почв селитебных территорий, загрязненных НУВ, и продуктов биодеструкции.

6. Использование биодеструктора на почвах селитебных территорий, загрязненных НУВ, целесообразно в концентрациях менее 300 мг/кг.

Список литературы диссертационного исследования кандидат биологических наук Водянова, Мария Александровна, 2013 год

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Ананьева Н.Д. Микробиологические аспекты самоочищения и устойчивости почв. М: Наука.2003.223 с.

2. Андерсон Р.К., Хазиев Ф.Х., Бойко Т.Ф. и др. Биологические аспекты загрязнения почв нефтью. Тезисы докладов всесоюзного совещания -семинара по охране окружающей среды в нефтяной промышленности / Уфа, 1980.

3. Артемьева Т.И., Самосова С.М., Магалимов А.Ф. и др. Влияние загрязнения почвы нефтью на некоторые агрохимические свойства и биологическую активность почвы. Тезисы докладов всесоюзного совещания - семинара по охране окружающей среды в нефтяной промышленности / Уфа, 1980.

4. Байков У.М., Галлиев М.А. Охрана природы на нефтепромыслах Башкирии. - Уфа: Башк. кн. изд-во, 1987г. -272 с.

5. Бейгельдруд Г.М., Голубицкий В.Э., Нечепуренко Ю.Г. Методы очистки сточных вод от нефтепродуктов (краткий обзор решения проблем нефтяной промышленности). - Тула, НПФ «Лидар», 1997г. -40с.

6. Биохимия овощных культур / Под. ред. А.И. Ермакова и В.В. Арасимович. Л.-М.: Сельхозгиз, 1961. 544 с.

7. Биотестирование продукции из полимерных и других материалов (МУ 1.1.037-95). М.: Госкомсанэпиднадзор России, 1996.

8. Вардомская Е.Е. Контроль за состоянием почвы в городе Москве// Недвижимость и инвестиции. Правовое регулирование. М., апрель 2008. № 1 (34).

9. Влияние нефти и нефтепродуктов на растительный компонент водной экосистемы. - Методическая разработка. - М., 1990. - 48с.

10. Врагов A.B. Методы обнаружения, оценки и ликвидации аварийных разливов нефти. - Новосибирск, Новосиб. гос. ун-т, 2002. - 224с.

11. Временный региональный норматив содержания нефтепродуктов в почвах Санкт-Петербурга, 1993 .,-50с.

12. Временные методические рекомендации по контролю загрязнения почв. 4.11 (под редакцией С.Г.Малахова - М.,Гидрометиздат-1984г. с 4-19)

13. Гайнуялина М.К. Функциональное состояние фетоплацентарного комплекса у женщин - работниц нефтеперерабатывающих производств // Гигиена производственной и окружающей среды, охрана здоровья рабочих в нефтегазодобывающей и нефтехимической промышленности.-Уфа,1985.- С.32.

14. Галиев М.А., Репина Э.Ф., Сцейманов P.A., Галиакбаров М.Ф. Гигиеническая оценка нефтедобывающих объектов как источников загрязнения окружающей среды/Гигиена производственной и окружающей среды, охрана здоровья рабочих в нефтегазодобывающей и нефтехимической промышленности. Сб. науч. трудов. - М., Московский НИИ гигиены им. Ф.Ф. Эрисмана, 1992г. - 196с.

15. Герасимова М.И. Антропогенные почвы. Уч. пособие. Под редакцией акад. РАН Г.В. Добровольского/ Герасимова М.И., Строганова М. Н., Можарова Т.В., Прокофьева T.B. М., 2003. 268 с.

16. ГН 2.1.7.2041-06. Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в почве.

17. ГН 6229-91. Перечень предельно допустимых концентраций (ПДК) и ориентировочно допустимых количеств (ОДК) химических веществ в почве.

18. Головнев В.В., Важенин В.А., Никифоров A.C. Результаты наблюдений за рекультивированным участком в районе центрального пункта сбора Ласьеганского месторождения/Основные направления научно-исследовательских работ в нефтяной промышленности Западной Сибири /сб. науч. трудов. Тюмень, 1994г. - 210с.

19. Государственный стандарт 17.4.2.01-81 (Стандарт СЭВ 4470-84)

«Охрана природы. Почвы. Номенклатура показателей санитарного состояния».

20. Гриценко A.M., Акопова Г.С., Максимов В.М. Экология. Нефть и газ. -М.: Наука, 1997г.-598с.

21. Джамбетова П.М. Исследование эколого-гигиенического влияния загрязнения почв нефтепродуктами на природные популяции растений и тест-систем. Дисс... канд.биол.наук. М. 2004. - 119 с.

22. Давыдова C.JL, Тагасов В.И. Нефть как топливный ресурс и загрязнитель окружающей среды. — М.: Изд-во РУДН, 2004.

23. Директива Совета ЕС 96/82/ЕС от 9 декабря 1996 г. о контроле за представляющими собой серьезную опасность авариями на объектах, имеющих дело с опасными веществами. Официальный Вестник L 010 , 14/01/1997 с. 0013-0033.

24. Директива N 92/43/ЕЭС Совета Европейских сообществ "Об охране естественных мест обитания и дикой фауны и флоры" [рус., англ.] (Принята в г. Брюсселе 21.05.1992) (с изм. и доп. от 20.11.2006).

25. Директива Совета 86/278/ЕЭС от 12 июня 1986 г. о защите окружающей среды, а в частности почв при использовании сточных нечистот в сельском хозяйстве (OJ L 181, 4.7.1986, р. 6).

26. Добровольский Г.В., Строганова М. Н. Почвы Москвы// «Наука в России» (4), 1996, С. 69 - 72.

27. Доклад о состоянии окружающей среды в городе Москве в 2011 году / [под общ. ред. А. О. Кульбачевского]. - М. : Спецкнига, 2012. - 150 с. : ил. - ISBN 978-5-91891-126-6.

28. Доклад руководителя Департамента природопользования и охраны окружающей среды Москвы А.О.Кульбачевского на Коллегии Департамента, посвященной итогам работы в 2012 году и планам на 2013 год/ 28.02.2013/ Пресс-служба Департамента.

29. Доспехов Б. А. Методика полевого опыта. М. Колос, 1979.416 с.

30. Жолдакова 3. И., Харчевникова Н. В./ Использование квантово-химических методов в прогнозе канцерогенности химических веществ/ Вестник Российской АМН, № 4,2006,46 - 54.

31. Жолдакова 3. И., Полякова Е. Е., Лебедев А. Т./ Сравнительная оценка опасности веществ промышленного происхождения и их производных, образующихся при хлорировании воды/ Вестник Российской АМН, № 4, 2006,17-22.

32. Журков B.C., Русаков Н.В., Тонкопий Н.И., Сычева Л.П., Ахальцева Л.В., Неяскина Е.В., Пиртахия Н.В., Малышева А.Г., Растянников Е.Г. Гигиеническая оценка мутагенного потенциала промышленных отходов. // Гигиена и санитария, 1998, № 4, с. 30-32.

33. Заключительный технический отчет. Блок деятельности 10. «Гармонизация экологических стандартов II (ГЭС II)/ ЕС-Россия, Программа Сотрудничества./ Нормативы качества окружающей среды, август 2009 г. /Copyright: © European Communities, 2008.

34. Защита растений и охрана природы «Биощит»/под ред.Изотовой Т.Е. / сборник, 5-й выпуск, Казань, 1995.,-1995.,-102.

35. Звягинцев Д.Г., Гузев B.C., Левин C.B. и др. Диагностические признаки различных уровней загрязнения почвы нефтыо//Почвоведение № 1, 1989, с. 72-76

36. Зенова Г.М., Степанов А.Л., Лихачева A.A., Манучарова H.A. Практикум по биологии почв, 2004.

37. Ильин Н.П., Калачникова И.Г. Наблюдение за самоочищением почв от нефти в средней и южной тайге / Добыча полезных ископаемых и геохимия природных систем. М. 1982. С. 245-258.

38. Иваненко A.B., Волкова И.Ф., Корниенко А.П. Выбросы автотранспорта, качество атмосферного воздуха и здоровье населения Москвы// Гигиена и санитария. Научно-практический журнал. Издательство «Медицина» № 6, 2007. С. 20 - 22.

39. Ивановский K.B. Влияние биоорганического удобрения на урожайность редиса // Плодородие, 2004, № 6. С. 19-20.

40. Инструкция по применению препарата-биодеструктора нефтяного загрязнения Микрозим (ТМ) Петро Трит. ООО «РСЭ-трейдинг», МИКРОЗИМ (ТМ), Экологическая биотехнология (ТМ), Москва, 2005. -14 е.: ил.

41. Исмаилов Н.М. Микробиология и ферментативная активность нефтезагрязненных почв //Восстановление нефтезагрязненных почвенных экосистем. М. Наука, 1988. - С. 42-56.

42. ИСО 11269 - 2:1995 Качество почвы. Определение воздействия загрязняющих веществ на флору почвы. Часть 1. Метод измерения задержки роста корня.

43. Кабиров P.P., Минибаев Р.Г. Влияние нефти на почвенные водоросли // Почвоведение, №3,1982.

44. Капелькина Л.П. Загрязняющие вещества в почвах мегаполисов. Проблемы и парадоксы нормирования// Экология урбанизированных территорий. М., № 3, 2010 г. С. 13 - 17.

45. Кауричев И.С., Орлов Д.С. Окислительно-восстановительные процессы и их роль в генезисе и плодородии почв. М.: «Колос». 1982. - 248 с.

46. Квасников Е.И., Клюшникова Т.М./ Микроорганизмы-деструкторы нефти в водных бассейнах// Киев: Наукова Думка,- 1981,-С. 132.

47. Киреева H.A., Водопьянов В.В., Мифтахова A.M. Биологическая активность нефтезагрязненных почв // Уфа, изд-во- «Гилем», 2001, - С. 376.

48. Киреева H.A., Мифтахова A.M., Кузяхметов Г.Г. Рост и развитие сорных растений в условиях техногенного загрязнения почвы // Вестник Башкирского Университета, 2001.№1. - С.32-34.

49. Киреева H.A., Бакаева М.Д. Тарасенко Е.П. Комплексное биотестирование для оценки загрязнения почв нефтью // Экология и

промышленность России.,№2, 2004, - С.26-29.

50. Кодина JÏ.A. Геохимическая диагностика нефтяных загрязнений // Восстановление нефтезагрязненных почвенных экосистем. М. 1988.-С.112-122.

51. Колесников С.И., Тлехас З.Р., Казеев К.Ш., Вальков В.Ф. Изменение биологических свойств почв Адыгеи при химическом загрязнении. Почвоведение, Москва, 2009, № 12, с. 1499 - 1505.

52. Контроль грунта Руководство: Руководство Пользователя/ ЕРА Номер Документа: EPA540/R-96/018, Июль 1996 г.

53. Контроль Грунта Управление: Информационный Бюллетень/ ЕРА Номер Документа: EPA540/F-95/041, Июль 1996 г.

54. Контроль грунта Указания: Технический справочный Документ/ ЕРА Номер Документа: EPA/540/R-95/128, Июль 1996 г.

55. Королева И.Е., Борисочкина Т.И., Новикова А.Ф. Экологическое состояние и мероприятия по рекультивации городских почв Звездного бульвара Москвы// Издательство «Почвенный институт им. В.В. Докучаева. Бюллетень почвенного института им. В.В. Докучаева. - М. Том 64, 2009. С. 67 - 72.

56. Краткая медицинская энциклопедия. Под ред. Петровского Б.В. Изд-во «советская энциклопедия» М. 1989, Том 2, - С. 247.

57. Крятов И.А., Тонкопий Н.И., Пиртахия Н.В. Гигиеническое нормирование в целях охраны почвы. Методы оценки соответствия № 11,2009. С. 18-19.

58. Кураков A.B., Гузев B.C. Нефтезагрязненные почвы: модификация свойств, мониторинг и биотехнологии рекультивации / Нефтяные загрязнения: контроль и реабилитация экосистем (учебно-методическое пособие) Под редакцией д.б.н. Котелевцева C.B., проф Садчикова А.П. Изд-во ФИАН, М.,2003, - С. 194.

59. Кураков A.B., Ильинский В.В., Котелевцев C.B., Садчиков А.П./

Биоиндикация и реабилитация экосистем при нефтяных загрязнениях/ Издательство «Графикон», Москва, 2006. С. 336.

60. Курбатова A.C., Башкин В.Н. Экологические функции городских почв -М. - Смоленск: Маджента, 2004. - 232 с.

61. Курбатова А. С., Герасимова С. А., Решетина Т. В., Фёдоров И. Д., Башкин В. Н., Щербаков А. Б. Оценка состояния почв и грунтов при проведении инженерно-экологических изысканий// научный мир, М., 2005.

62. Курганова И.Н., Лопес де Гереню В.О., Швиденко А.З., Сапожников П.М. Изменение общего пула органического углерода в залежных почвах России в 1990-2004 гг. Почвоведение, Москва, 2010, № 3, С. 361 -368.

63. Левин C.B., Гузев B.C., Асеева И.В. и др. / Тяжелые металлы как фактов антропогенного воздействия на почвенную микробиоту,2001.

64. Леденцова Е.Е., Гигиеническая оценка нарушения здоровья при воздействии производственных и внешнесредовых химических факторов нефтеперерабатывающих предприятий, 2003.

65. Маилян Д.Р., Заводовская Е.В., Попова Ю.А./ Повышение экологической безопасности населенных мест путем рекультивации их территорий/ ISSN 1994-0351. Интернет-вестник ВолгГАСУ. Сер.: Политематическая. 2012. Вып. 1 (20). www.vestnik.vgasu.ru.

66. Малышева А.Г., Растянников Е.Г., Беззубов A.A., Козлова Н.Ю., Луцевич И.Н., Кубланов Е.Е. Оценка реальной опасности химического воздействия городской среды на здоровье населения// Гигиена и санитария. Научно-практический журнал. Издательство «Медицина» № 6, 2007. С. 17-20.

67. Мамонтов В.Г., Озеров Ю.А., Родионова Л.П. Состав гумуса почв г. Москвы (на примере CAO и СЗАО)// Известия Тимирязевской сельскохозяйственной академии. - М. № 5, 2011. С. 8 - 12.

68. Марченко М.Ю., Щуктуева М.И., Винокуров В.А., Краснопольская JI.M./ Биоремедиация нефтезагрязненных почв/ Башкирский химический журнал. 2011. Том 18. № 4. С. 191 - 195.

69. Мерициди И.А., Ивановский В.Н., Прохоров А.Н. и др. Техника и технологии локализации и ликвидации аварийных разливов нефти и нефтепродуктов: Справочник под редакцией Мерициди И.А. - СПб: НПО «Профессионал», 2008. - 824 е.: ил.

70. Методические рекомендации «Экспресс-оценка токсичности отходов производства и потребления на культуре клеток млекопитающих».

71. Методические указания по разработке и научному обоснованию ПДК вредных веществ в воде водоемов. М.-1976, 80с.

72. «Методические рекомендации по гигиеническому обоснованию ПДК химических веществ в почве» М., 1982.

73. «Методические рекомендации по определению токсичности почв по интенсивности биолюминесценции бактерий», М.,2000.

74. «Методические указания по санитарно-микробиологическому исследованию почвы», М., 1977.

75. «Методическое руководство по биотестированию воды». (МР №. 11802-90).

76. «Методические рекомендации «Обоснование класса опасности отходов производства и потребления по фитотоксичности».

77. Методика определения токсичности водных вытяжек из почв, осадков сточных вод, отходов по смертности и изменению плодовитости дафний. ФР. 1.39.2001.00283.

78. Методические рекомендации «Оценка степени токсичности товаров бытовой химии. Экспресс-метод оценки токсичности моющих средств с использованием в качестве тест-объекта спермы крупного рогатого скота» МР,2002.

79. Методические рекомендации по применению отходов биотестирования

для оценки качества воды в системах хозяйственно-питьевого водоснабжения МР № ЦОС ПВ Р 005-95

80. Методические рекомендации по выявлению деградированных и загрязненных земель. М.1994.

81. Методические указания по изучению мутагенной активности химических веществ при обосновании их ПДК в воде. // М.: МЗСССР, ГСЭУ, 1986, 23 с.

82. Методические указания по экспериментальной оценке суммарной мутагенной активности загрязнений воздуха и воды. // М.: МЗ СССР, 1990, 25 с.

83. Методические указания. «Определение концентрации нефти в почве методом инфракрасной спектрофотометрии». (МУК 4.1) М., 2005.

84. Методы почвенной микробиологии и биохимии / Под ред. Д. Г. Звягинцева. М., Изд-во МГУ, 1991.- 302 с.

85. Микроорганизмы и охрана почв. Издательство Московского университета, 1989, (под ред. Д.Г.Звягинцева), М.1997. С.129-149.

86. Мир нефтепродуктов. Вестник нефтяных компаний № 1, 2005 г.

87. Милехина Е.И., Борзенков И.А. и др. Эколого-физиологические особенности аэробных эубактерий из нефтяных месторождений Татарстана. Микробиология , 1998, Т. 67, №2, с. 208-214.

88. Михновська А.Д., Тете Л.Г./ Микрофлора почв, загрязненных нефтепродуктами // Агрохимия и почвоведение.-1980.-Т.40.- С. 79-85.

89. Мифтахова А.М./ Некоторые аспекты взаимоотношений высших растений и микроскопических грибов в почвах, загрязненных нефтью/ Вестник Башкирского университета. 2005. № 3. С. 41 - 46.

90. Мишустин E.H., Перцовская М.И., Горбов В.А. Санитарная микробиология. М.: Наука, 1979.304 с.

91. МУ 2.1.7.730-99. Гигиеническая оценка качества почвы населенных мест.

92. «Методические рекомендации по гигиеническому обоснованию ПДК химических веществ в почве» Минздрав, 1982.

93. Найштейн С.Я. Циркуляция химических веществ в окружающей среде и здоровье населения. М., 1977.

94. Никитин Д.И., Никитина Э.С. Процессы самоочищения окружающей среды и паразиты бактерий. М.: Наука, 1978.205 с.

95. Назаров A.B. Микробно-растительное взаимоотношение при нефтяном загрязнении дерново-подзолистых почв южной тайги Предуралья: Дисс...канд.биол.наук / Институт экологии и генетики микроорганизмов Уральского отделения РАН (ИЭГМ УрО РАН),2001,142 с.

96. Отчет о НИР за 1994 г по теме : «Разработать методики определения токсичности почв, загрязненных нефтью и нефтеподуктами» отв.исполнитель к.с-х.н. И.Г.Храмов, Казань, 1994 г-37с.

97. Официальный сайт Правительства Москвы/ Департамент природопользования и охраны окружающей среды города Москвы/ 17.04.2013. http://www.eco.mos.ru/eco/ru/protection_actions

98. Постановление Правительства Москвы от 27 июля 2004 года N 514 1111 «О повышении качества почв и грунтов в городе Москве» с изменениями от 25.10.2011.

99. Пиковский Ю.И., Геннадиев А.Н., Чернявский С.С., Сахаров Г.Н.. Проблема диагностики и нормирования загрязнения почв нефтью и нефтепродуктами. Почвоведение, 2003, №9, стр. 1132-1140.

100. Попов В.А., Головнев В.В., Важенин В.А. Разработка методики исследований для оценки фонового загрязнения окружающей среды территорий Г1111 Урайнефтегаз (на примере лицензионного СевероДаниловского участка)/Основные направления научно-исследовательских работ в нефтяной промышленности Западной Сибири/Сб. науч. трудов.-Тюмень, 1998г., - с. 202-209.

101. Просянников Е.В., Смольский E.B. Состояние дерново-подзолистой почвы центра Восточно-Европейской равнины при загрязнении нефтью. Агрохимический вестник, № 3, 2009. С. 19-21.

102. Русаков Н.В., Малышева А.Г., Крятов И.А., Донерьян Л.Г., Тонкопий Н.И., Тарасова Ж.Е., Карцева Н.Ю., Козлова H.H. Гигиеническая оценка влияния нефтяных углеводородов на состояние почв городов-мегаполисов// Гигиена и санитария. Научно-практический журнал. Издательство «Медицина» № 6, 2007. С. 81 - 83.

103. Рубин В.М., Ильюкова И.И., Кремко Л.М., Присмотров Ю.А., Самсонова A.C., Володько И.К., Лукашев О.В./ Гигиеническое обоснование нормативов ПДК нефтепродуктов в почвах республики Беларусь/ Гигиена и санитария, № 2, 2013, Издательство "Медицина", Москва, С. 99- 101.

104. Сабирова З.Ф., Фаттахова Н.Ф., Некрасова Г.И. Региональные особенности социально-гигиенического мониторинга в регионах нефтехимии. Гигиена и санитария. Научно-практический журнал. Издательство «Медицина» № 5, 2005. С. 59 - 60.

105. СанПиН 2.1.7.1287-03. Санитарно-эпидемиологические требования к качеству почвы.

106. Саттон Д., Фотергилл А., Ринальди М. Определитель патогенных и условнопатогенных грибов. Перевод с английского. Под редакцией д.м.н. Дорожковой И.Р. Изд-во «Мир», 2001, 468 с.

107. Сафонникова С.М. Гигиеническая оценка почвы в районе размещения крупного нефтехимического комплекса и регламентация в ней некоторых токсических загрязнителей.- Дис. ...канд. биол. наук.-М., 1991, 166 с.

108. Свистова И.Д., Щербаков А.П., Корецкая И.И., Талалайко H.H. Накопление токсичных видов микроскопических грибов в городских почвах// Гигиена и санитария. НауОчно-практический журнал. Издательство «Медицина» № 5, 2003. С. 22-25.

109. Сидоров A.B., Морозов Н.В./ Управляемая биоремедиация нефтяных загрязнений в природных водоемах как фактор здоровой экологии человека (на примере региона республики Татарстан)/ Вестник ОГУ № 6/ июнь, 2009. С. 512-516.

110. Солнцева Н.П. Геохимическая трансформация дерново-подзолистых почв под влиянием потоков высокоминерализованных сточных и пластовых вод. Техногенные потоки веществ в ландшафтах и состояние экосистем//М.: Наука, 1981,-С 23-42.

111. Соловьев В.И., Кожанова Г.А., Гудзенко Т.В., Кривицкая Т.Н., Семина Н.В. Биоремедиация как основа восстановления нефтезагрязненных почв // Проблемы сбора, переработки и утилизации отходов, Одесса, 2001, С. 339-345.

112. Смуров A.B./ Основы экологической диагностики. Биологические и информационные аспекты/Издательство «Ойкос», Москва, 2003. С. 188.

113. Строганова M. Н., Мягкова А.Д., Прокофьева Т.В. Роль почв в городских экосистемах// Почвоведение (1), М., 1997.

114. Строганова М.Н., Мягкова А.Д., Прокофьева Т.В. Разработка теоретических основ экологической оценки почв урбанизированных экосистем// Информационный бюллетень РФФИ, 4 (1996) Биология, медицинская наука.

115. Тест-система оценки мутагенной активности загрязнителей среды на Salmonella: Метод, указания Фронштейн JLM., Калинина JI.M., Полухина и др. -М., 1977

116. Трофимов С.Я. Розанова М.С. Изменение свойств почв под влиянием нефтяного загрязнения // Деградация и охрана почв (под ред. Г.В Добровольского), М.: МГУ,-2002,- С. 359-373.

117. Уровни максимально разрешимой загрязненности нефтепродуктами верхней части литосферы. Нормативный документ по охране окружающей среды Литовской Республики. Вильнюс, 1996.

118. Управа района Хамовники ЦАО г. Москвы официальный сайт http://www.uprava-hamovniki.ru/

119. Филимонова Е.В. Научное обоснование индикаторного значения энтерококков для оценки санитарного состояния и эпидемической безопасности почвы. - Дис...канд. биол. наук.-М.,1985.

120. Фомина А.Г., Фомин Г.С. Почва. Контроль качества и экологической безопасности по международным стандартам. Справочник., М. 2001г. -с. 22.

121.Халимов Э.М. Эколого-микробиологические основы рекультивации почв, загрязненных нефтью и нефтепродуктами: Автореф. дис ...канд. биол. наук. М. МГУ, 1996. - С. 24.

122. Харчевникова Н. В./ Система прогноза токсичности и опасности химических веществ, основанная на совместном использовании логических и численных методов/ М., 2005. С. 21 — 24.

123. Хаустов А.П., Редина М.М./ Трансформация нефтепродуктов как источник токсичных загрязнений природных сред/ Экология и промышленность России, декабрь 2012 г. С. 38 - 44.

124. Хомякова Д.В. Состав углеводородокисляющих микроорганизмов нефтезагрязненных почв Усинского района Республики Коми. Дис. канд. биол. наук. М.2003.113 с.

125. Хомич В. А. Экология городской среды: Учебное пособие. - М.: Издательство Ассоциации строительных вузов, 2006. - 240 с.

126. Шилова И.И., Макаров Н.М. Культурофитоценозы на нефтезагрязненных землях таежной зоны (в полевом эксперименте) // Растения и промышленная среда. Свердловск, 1985.

127. Юзефович A.M., Кошелева Н.Е. Загрязнение почв селитебной зоны Москвы и его связь с природными и антропогенными факторами// Теоретическая и прикладная экология. Изд-во: ООО Издательский дом «Камертон», Москва, № 3, 2009, С. 35 - 42.

129. Batjes N.H. Carbon and nitrogen stocks in the soils of Central and Eastern Europe Soil Use and Management (2002) 18, 324-329 DOI: 10.1079/SUM2002138.

130. Circular on target values and intervention values for soil remediation. -Ministry of Housing, Spatial Planning and Environment, Haague, 2000.

131. Derivation methods of soil screening values in Europe / C. Carlon, M. D'Alessandro, F. Swartjes/ A review and evaluation of national procedures towards harmonization. European Commission, Joint Research Centre, Ispra, EUR 22805-EN, 2007.

132. Dequiedt, S.; Thioulouse, J.; Jolivet, C.; Saby, N.P.A.; Lelievre, M.; Maron, P. A.; Martin, M.P.; Chemidlin, Prévost Bouré, N.; Toutain, В.; Arrouays, D.; Lemanceau, P.; Ranjard, L.; 2009. Biogeographical patterns of soil bacterial communities. Environmental Microbiology Report 1: 251-255.

133. EUR 25186 EN - The State of Soil in Europe. A. Jones, P. Panagos, S. Barcelo, F. Bouraoui, C.Bosco, O. Dewitte, C. Gardi, M. Erhard, J. Hervâs, R. Hiederer, S. Jeffery, A. Liikewille, L. Marmo, L. Montanarella, C. Olazâbal, J.E. Petersen, V.Penizek, T.Strassburger, G. Tôth, M.Van D. Eeckhaut, M. Van Liedekerke, F. Verheijen, E. Viestova, Y.Y.Luxembourg: Publications Office of the European Union 2011 - 78 pp.

134. Guidance on risk assessment of contaminated sites. SFT Guidance 99:01, ТА 1629/99). Руководство по оценке риска загрязненных участков. Руководство Управления надзора за загрязнением, Норвегия (SFT) (Vik, Е.А.., Breedveld, G., Farestveit, T., 1999.

135. Gary В. Muckel (editor), United States Department of Agriculture, Natural Resources onservation Service, National Soil Survey Center, Lincoln, NebraskaUnderstanding Soil Risks and Hazards Using Soil Survey to Identify

136. Gardi, C.; Menta, C.; Leoni, A.; 2008. Evaluation of the environmental impact of agricultural management practices using soil microarthropods. Fresenius Environmental Bulletin 18 (8b): 1165-1169.

137. Handbook for Measures Enhancing Soil Function Performance and Compensating Soil Loss During the Urbanization Process. (EN) A document helping to select measures enhancing soil functions. It contains a list of measures/soil treatments and a description of their impact on soil functions.

138. Keith, A. M.; Boots, B.; Hazard, C.; Niechoj, R.; Arroyo, J.; Bending, G. D.; Bolger, T.; Breen, J.; Clipson, N.; Doohan, F.; Griffin, C. T.; Schmidt, O., 2011. Cross taxon congruence, indicator taxa and environmental gradients in soils under agricultural and extensive land management. European Journal of Soil Biology. DOI: 10.1016/j.ejsobi.2011.08.002.

139. Kelemen A. Cohesion policy funding for urban regeneration. Soil remediation and soil sealing conference Brussels, 10-11 May 2012 European Commission, DG Regional Policy.

140. Land Take and Soil Sealing: An overview of the EU situation. Soil remediation and soil sealing conference Brussels, May 10 and 11 2012, organised by DG ENV, European Commission.

141. Mulder, C.; Boit, A.; Bonkowski, M.; De Ruiter, P.C.; Mancinelli, G.; Van der Heijden, M.G.A.; Van Wijnen, H.J.; Vonk, A.; Rutgers, M.; 2011. A belowground perspective on Dutch agroecosystems: How soil organisms interact to support ecosystem services. Advances in Ecological Research 44: 77-357.

142. Prokop, G.; Jobstmann, H.; Schonbauer, A.; 2011. Overview of best practices for limiting soil sealing or mitigating its effects EU 27. Final report of a study contract for the European Commission, DG Environment. European Communities, Brussels. ISBN: 978.92.79.20669.6; DOI: 10.2779/15146.

143. Proposal for a Directive of The European Parliament and of The Council on industrial emissions, Brussels, 21.12.2007, COM(2007) 844.

144. Performance, partnerships, possibilities. 2011 summary report on sustainability. Published July 2011. Suncor Energy Inc.

145. Reicosky, D.C.; 2005. Alternatives to mitigate the greenhouse effect: emission control by carbon sequestration. In: Simposio sobre Plantio direto e Meio ambiente; Sequestra de carbono e qualidade da agua. Anais. Foz do Igua?u, 18-20 de Maio 2005. pp. 20-28.

146. Rusco, E.; Jones, R.J.; Bidoglio, G.; 2001. Organic Matter in the soils of Europe: Present status and future trends. EUR 20556 EN. JRC, Office for Official Publications of the European Communities, Luxembourg.

147. Smith P Smith JU Powlson DS McGill WB Arah JRM Chertov OG Koleman K Franko U Frolking S Jenkinson DS Jensen LS Kelly RH Klein-Gunnewiek H Komarov AS Li C Molina JAE Mueller T Parton WJ Thornley JHM & Whitmore AP 1997. A comparison of the performance of nine soil organic matter models using datasets from seven long-term experiments. Geoderma 81, 153-225.

148. Smith, J.; Smith, P.; Wattenbach, M.; Zaehle, S.; Hiederer, R.; Jones, R. J.; Montanarella, L.; Rounsevell, M. D.; Reginster, I.; Ewert, F.; 2005. Projected changes in mineral soil carbon of European croplands and grasslands, 1990-2080. Global Change Biology 11: 2 141-2 152.

149. S. Hoke, S. Lazar & C. Kaufmann-Boll. Urban Soil Management Strategy (URBAN SMS), Part 1 (Project No. 6.56) WP 6: Environmental impact of urban soil consumption. February, 2011, EN, P. 2 - 24

150. Switkewicz B. Soils in and around our Cities. They deserve our Attention and Appreciatioms. Feb. 2012. Soil Management Strategy. Urban SMS.

151. Soil in the City. URBAN Soil Management Strategy. January 2012 © 2012 City of Stuttgart - Department for Environmental Protection, Germany. ISBN: 978-3-943246-07-0.

152. Soil Management Approaches in Urban Planning Procedures - Summary of stakeholder onsultation. (EN) Summary of stakeholder consultation on the concept of soil management in urban areas with definition of further needs and expectations.

153. Soil Manager Suite. (EN) Software suite comprising a web-based and a desktop application. Both systems visualize processes and interpret soil data in the context of urban planning.

154. Soil - a key resource for the EU. European Union, 2010. Reproduction is authorised provided the source is acknowledged. September, 2010, (KH-32-10-376-EN-C) EN.

155. StatSoft, Inc. (2007). STATISTIC A (data analysis software system), version 8.0. www.statsoft.com.

156. UKEA; 2009. Human health toxicological assessment of contaminants in soil. Science Report SC050021/SR2. United Kingdom Environment Agency, Bristol, United Kingdom.